Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af ... - Miljøstyrelsen

Miljø- og samfundsøkonomisk
vurdering af muligheder for
øget genanvendelse af papir,
pap, plast, metal og organisk
affald fra dagrenovation
Miljøprojekt nr. 1458, 2013

Titel:
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af
muligheder for øget genanvendelse af papir, pap,
plast, metal og organisk affald fra dagrenovation
Redaktion:
DTU Miljø: Jacob Møller, Morten Bang Jensen
COWI A/S: Mikkel Kromann, Trine Lund Neidel, J. Bjørn Jakobsen
Udgiver:
Miljøstyrelsen
Strandgade 29
1401 København K
www.mst.dk
År:
2013
ISBN nr.
978-87-92903-80-8
Ansvarsfraskrivelse:
Miljøstyrelsen vil, når lejligheden gives, offentliggøre rapporter og indlæg vedrørende forsknings- og udviklingsprojekter
inden for miljøsektoren, finansieret af Miljøstyrelsens undersøgelsesbevilling. Det skal bemærkes, at en sådan
offentliggørelse ikke nødvendigvis betyder, at det pågældende indlæg giver udtryk for Miljøstyrelsens synspunkter.
Offentliggørelsen betyder imidlertid, at Miljøstyrelsen finder, at indholdet udgør et væsentligt indlæg i debatten omkring
den danske miljøpolitik.
Må citeres med kildeangivelse.
2 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Indhold
Indholdsfortegnelse
Forord ....................................................................................................................... 8
Sammenfatning ......................................................................................................... 9
Sammenfattende vurdering ........................................................................................................... 19
Summary................................................................................................................. 21
1. Indledning ....................................................................................................... 34
1.1. Baggrund .............................................................................................................................. 34
1.2. Formål .................................................................................................................................. 35
1.3. Reviewproces ....................................................................................................................... 35
2. Systembeskrivelse ............................................................................................ 36
2.1. Affaldsmængder og sammensætning .................................................................................. 38
2.2. Indsamlingsordninger ......................................................................................................... 38
2.2.1. Indsamlingseffektiviteter ...................................................................................... 38
2.2.2. Beholdere til indsamling ....................................................................................... 39
2.2.3. Poseforbrug ............................................................................................................ 41
2.3. Transport ............................................................................................................................... 41
2.4. Behandling af affaldet og dets strømme ............................................................................. 43
2.4.1. Sortering - forbehandling ..................................................................................... 43
2.4.2. Behandling ............................................................................................................ 44
2.5. Substitution .......................................................................................................................... 44
2.5.1. Energisubstitution ................................................................................................ 44
2.5.2. Substitution på landbrugsjord .............................................................................. 45
2.6. Følsomhedsanalyser ............................................................................................................ 45
2.6.1. Indsamlingseffektiviteter (økonomi) ................................................................... 45
2.6.2. Tømningsfrekvenser (økonomi)........................................................................... 46
2.6.3. Beholdervalg (økonomi) ....................................................................................... 46
2.6.4. Skalafordele af anlæg (økonomi).......................................................................... 46
2.6.5. Energieffektivitet på affaldsforbrændingsanlæg (miljø og økonomi) ................. 46
2.6.6. Allokering af omkostninger til forbrænding (økonomi)...................................... 46
2.6.7. Forbehandling og biogasproduktion på biogasanlæg (miljø og økonomi) ......... 47
2.6.8. Sammenligning af anvendelse af digestat/kompost fra biogasanlæg med
svinegylle (miljø) ................................................................................................... 47
2.6.9. Opgradering til naturgasnet i stedet for lokal produktion af el og varme
(miljø og økonomi) ................................................................................................ 47
2.6.10. Marginal elproduktion (miljø) .............................................................................. 48
2.6.11. Biomasse som begrænset ressource (miljø) ......................................................... 48
2.6.12. Energi- og råvarepriser (økonomi) ....................................................................... 48
2.6.13. Kvotepriser og diskonteringsrate (økonomi) ....................................................... 48
3. Affaldsstrømme, genanvendelse og ressourcer ................................................. 49
3.1. Affaldsstrømme .................................................................................................................... 49
3.2. Genanvendelsesprocenter .................................................................................................... 51
3.2.1. Genanvendelsesprocenter: Faktisk genanvendt .................................................. 52
3.2.2. Genanvendelsesprocenter: "Indsamlet til genanvendelse" ................................. 54
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
3

4. Afgrænsning og udformning af livscyklusvurderingen ...................................... 56
4.1. Formål .................................................................................................................................. 56
4.2. Overordnede principper ....................................................................................................... 57
4.3. Den funktionelle enhed ........................................................................................................ 57
4.4. Tidshorisont .......................................................................................................................... 57
4.5. Systemgrænser ...................................................................................................................... 57
4.6. Datagrundlag og datakvalitet .............................................................................................. 59
4.7. Systemudvidelse/allokering ................................................................................................ 59
4.8. Kriterier for udeladelse af inputs og outputs ...................................................................... 59
4.9. LCA-metode og miljøpåvirkningskategorier ...................................................................... 59
4.10. LCA-modellen EASEWASTE ............................................................................................... 62
4.11. Rapportformat, målgrupper og kritisk gennemgang af resultater .................................... 62
5. Forudsætninger for miljøvurdering .................................................................. 64
5.1. Scenarier............................................................................................................................... 64
5.2. Indsamling og transport ...................................................................................................... 65
5.3. Behandlingsanlæg ................................................................................................................ 67
5.3.1. Balleteringsanlæg og sorteringsanlæg (MRF’s - material recovery
facilities) ................................................................................................................ 67
5.3.2. Forbrændingsanlæg .............................................................................................. 68
5.3.3. Biogasanlæg ........................................................................................................... 69
5.3.4. Genanvendelsesanlæg inkl. primærproduktion ................................................... 71
5.4. Marginal energiproduktion .................................................................................................. 77
5.4.1. Marginal el i Danmark ........................................................................................... 77
5.4.2. Marginal el uden for Danmark ............................................................................. 78
5.4.3. Fjernvarme ............................................................................................................ 79
6. Resultater af miljøvurdering ............................................................................ 81
6.1. Vurdering af de samlede potentielle miljøpåvirkninger .................................................... 82
6.2. Vurdering af ressourcebesparelser ...................................................................................... 85
6.3. Vurdering af potentielle miljøpåvirkninger fordelt på livscyklusfaser .............................. 87
6.3.1. Scenarie 1 og 2AFZ ................................................................................................ 87
6.3.2. Scenarie 3AFZ og 4 ............................................................................................... 90
6.3.3. Scenarier 5AF, 6AF og 7 ........................................................................................ 92
6.3.4. Potentielle miljøbesparelser for hver genanvendelsesfraktion ........................... 93
6.4. Rangordning af scenarier .................................................................................................... 95
6.5. Følsomhedsanalyser ............................................................................................................ 96
6.5.1. Naturgasbaseret marginal el ................................................................................. 97
6.5.2. Biomasse betragtes ikke som begrænset ressource ............................................. 99
6.5.3. Biomassebegrænsnings indflydelse på fjernvarmeproduktion ......................... 100
6.5.4. Øget energieffektivitet på forbrændingsanlæg ................................................... 101
6.5.5. Højere metanudbytte på Aikan-anlæg ............................................................... 102
6.5.6. Biogas substituerer naturgas .............................................................................. 104
6.6. Konklusioner ....................................................................................................................... 105
7. Metode for samfundsøkonomisk vurdering .................................................... 107
7.1. Generel velfærdsøkonomisk metode .................................................................................. 107
7.1.1. Ikke værdisatte effekter ...................................................................................... 108
7.1.2. Usikkerheder ....................................................................................................... 108
7.1.3. Fordelingsmæssige konsekvenser ...................................................................... 108
7.2. Centrale forudsætninger og antagelser i den samfundsøkonomiske analyse ................. 108
7.2.1. Beregningspriser og værdisætning af miljøeffekter ........................................... 109
7.2.2. Diskonteringsraten .............................................................................................. 110
7.2.3. Skatteforvridning og nettoafgiftsfaktor............................................................... 110
7.2.4. Geografisk afgrænsning ........................................................................................ 111
4 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

7.2.5. Allerede afholdte investeringer ............................................................................ 111
7.2.6. Optimering af affaldssystem ................................................................................ 112
7.2.7. Enhedsomkostninger ........................................................................................... 112
7.3. Budgetøkonomisk analyse .................................................................................................. 112
7.4. Forbrugerens oplevede fordele og ulemper ....................................................................... 113
7.5. COWIs IDA-SOFIA model .................................................................................................. 113
8. Forudsætninger for samfundsøkonomisk vurdering ........................................ 115
8.1. Tømningsomkostninger ..................................................................................................... 115
8.2. Transportomkostninger ...................................................................................................... 116
8.3. Afsætning af materialer ...................................................................................................... 116
8.4. Behandlingsomkostninger.................................................................................................. 118
8.4.1. Forbrændingsanlæg ............................................................................................. 119
8.4.2. Aikan-anlæg ......................................................................................................... 121
8.4.3. Biogasfællesanlæg ................................................................................................ 121
8.4.4. Sorteringsanlæg - Materialer ............................................................................... 122
8.4.5. Sorteringsanlæg - poser ....................................................................................... 123
8.5. Informationsomkostninger ................................................................................................ 123
8.6. Afgifter ................................................................................................................................. 123
8.7. Energipriser ........................................................................................................................ 123
9. Resultater af samfundsøkonomisk vurdering ..................................................125
9.1. Opland med 250.000 enfamilieboliger .............................................................................. 126
9.2. Opland med 250.000 etageboliger ....................................................................................128
9.3. Opland med 250.000 blandede boliger ............................................................................. 131
9.4. Følsomhedsanalyser ........................................................................................................... 133
9.5. Budgetøkonomisk analyse .................................................................................................. 141
Referencer ............................................................................................................ 145
Bilag 1 Begrebsforklaringer ................................................................................ 149
Bilag 2 Affaldsmængder og sammensætning ............................................ 151
Bilag 3 Indsamlingseffektiviteter ............................................................ 158
3.1 Effektivitet i Miljøstyrelsens Idekatalog ............................................................................ 158
3.2 Definition og opgørelse af ”potentiale” .............................................................................. 158
3.3 Beregning af effektivitet..................................................................................................... 160
3.4 Indsamlingseffektivitet i udvalgte ordninger .................................................................... 161
3.5 Papir .................................................................................................................................... 161
3.5.1 Papemballage ....................................................................................................... 161
3.5.2 Plastemballage ..................................................................................................... 162
3.5.3 Glasemballage ...................................................................................................... 162
3.5.4 Metalemballage .................................................................................................... 162
3.5.5 Organisk dagrenovation....................................................................................... 162
3.5.6 Dansk undersøgelse af papir fra husholdninger ................................................. 163
3.5.7 Danske undersøgelser af plast, metal og glas ..................................................... 164
3.5.8 Danske undersøgelser af organisk dagrenovation .............................................. 165
3.5.9 Udenlandske undersøgelser af genanvendelige materialer ................................ 166
3.6 Forslag til revideret effektivitet mv. ................................................................................... 167
3.6.1 Potentialet for papir ............................................................................................. 167
3.6.2 Effektivitet for indsamling af genanvendelige fraktioner................................... 167
3.6.3 Revideret oversigt over indsamlingseffektivitet ................................................. 169
Bilag 4 Systembeskrivelse ........................................................................ 171
4.1 Scenarievis beskrivelse af ordninger .................................................................................. 171
4.2 Affaldsflows for de enkelte scenarier ................................................................................. 172
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
5

Bilag 5 Behandlingsanlæg .................................................................................... 181
5.1 Balletteringsanlæg .............................................................................................................. 181
5.2 Sorteringsanlæg: Central sortering af kildeopdelte materialer og restaffald
(inklusiv finsortering) ......................................................................................................... 181
5.3 Posesorteringsanlæg ........................................................................................................... 183
5.4 AIKAN anlæg ......................................................................................................................184
5.5 Biogasfællesanlæg(inklusiv forbehandling).......................................................................184
5.6 Affaldsforbrændingsanlæg ................................................................................................. 185
Bilag 6 Miljøresultater ............................................................................ 186
6.1 Enfamilieboliger..................................................................................................................186
6.2 Etageboliger ........................................................................................................................ 192
Bilag 7 Notat om udvælgelse af genanvendelsesprocesser ................................... 198
7.1 Introduktion ........................................................................................................................198
7.2 Metode og udvælgelseskriterier for genindvindingsteknologier og
primærproduktioner ........................................................................................................... 199
7.3 Resultater og diskussion .................................................................................................... 201
7.3.1 Papir & pap .......................................................................................................... 202
7.3.2 Glas ...................................................................................................................... 210
7.3.3 Plast ...................................................................................................................... 214
7.3.4 Metal .................................................................................................................... 226
7.4 Konklusion ......................................................................................................................... 232
7.5 Referencer .......................................................................................................................... 233
Bilag 8 Livscyklusopgørelser (LCI) .......................................................... 236
Bilag 9 Valg af Livscyklusopgørelse (LCI) for fosforhandelsgødning ........ 260
9.1 Introduktion ....................................................................................................................... 260
9.2 Eksisterende LCI'er for fosforhandelsgødning ................................................................. 260
9.3 Metode for sammenligning ................................................................................................ 261
9.4 Formål og afgrænsning for LCI'er ..................................................................................... 262
9.4.1 Formål med LCI'erne .......................................................................................... 262
9.4.2 Systemgrænser for de to LCI'er .......................................................................... 262
9.4.3 EASEWASTE dokumentation og overordnede antagelser ................................ 262
9.4.4 Ecoinvent dokumentation og overordnede antagelser ...................................... 263
9.5 Beskrivelse af estimater knyttet til kortlagt livscyklus for LCI'er .................................... 263
9.5.1 Beskrivelse af Ikke toksiske værdier .................................................................. 264
9.5.2 Beskrivelse af de to LCI'er mht. de toksiske kategorier og ressourcer.............. 267
9.5.3 Delkonklusion for beskrivelse af LCI’er ............................................................. 269
9.6 Valg af LCI .......................................................................................................................... 269
9.6.1 Vurdering af pålidelighed af overordnede antagelser og
systemafgrænsninger .......................................................................................... 269
9.6.2 Vurdering af pålideligheden af ikke-toksiske emissioner i de kortlagte
livscyklusser ........................................................................................................ 269
9.6.3 Vurdering af pålidelighed af toksiske kategorier og af ressourceforbrug i
de kortlagte livscyklusser .................................................................................... 270
9.6.4 Vurdering af dokumentationsniveau .................................................................. 271
9.7 Konklusion .......................................................................................................................... 271
9.8 Referencer .......................................................................................................................... 272
Bilag 10 Sammenligninger mellem anvendelse af organiske gødninger ..... 274
10.1 Formål ................................................................................................................................ 274
10.2 Forudsætninger og modelleringer..................................................................................... 274
10.3 Resultater ........................................................................................................................... 276
10.4 Referencer .......................................................................................................................... 278
6 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 11 Økonomiske resultater ................................................................ 279
11.1 Blandet opland ................................................................................................................... 279
11.1.1 Følsomhedsanalyser ........................................................................................... 279
11.2 Enfamilieboliger..................................................................................................................281
11.3 Etageboliger ....................................................................................................................... 282
Bilag 12 Konsekvensskemaer .................................................................... 283
Bilag 13 Review, samfundsøkonomi .......................................................... 292
13.1 Reviewrapport for den samfundsøkonomiske del af rapporten om dagrenovation
og genanvendelse ............................................................................................................... 292
13.1.1 Overordnede kommentarer ................................................................................ 292
13.1.2 Specifikke kommentarer ..................................................................................... 294
13.2 COWIs svar på overordnede kommentarer ...................................................................... 295
13.3 COWIs svar på specifikke kommentarer .......................................................................... 297
Bilag 14 Review, livscyklusvurdering ........................................................ 298
14.1 Reference ............................................................................................................................ 298
14.2 Omfang af den kritiske gennemgang ................................................................................ 298
14.3 Processen for den kritiske gennemgang ........................................................................... 299
14.4 Overordnet vurdering ........................................................................................................ 299
14.4.1 Anvendte metoder ............................................................................................... 299
14.4.2 Datakilder og datakvalitet ................................................................................... 299
14.4.3 Fortolkning .......................................................................................................... 300
14.4.4 Rapportering ....................................................................................................... 300
14.5 Konklusion ......................................................................................................................... 301
Bilag 15 Følgegruppe – deltagere og mødereferater .................................. 302
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
7

Forord
I denne rapport undersøges de miljø- og samfundsøkonomiske aspekter ved at øge genanvendelsen
af flere af fraktionerne papir, pap, plast, metal og organisk affald i husstandenes dagrenovation.
Miljøstyrelsen har besluttet, hvilke konkrete alternativer og scenarier der skulle modelleres i
rapporten. Rapportens resultater vil indgå som et væsentligt element i en politisk beslutning om
den fremtidige håndtering af de genanvendelige fraktioner i dagrenovationen.
Der er i rapporten lagt vægt på at inddrage mulige synergieffekter mellem samtidig håndtering af
flere affaldsfraktioner i dagrenovationen. Der vil i de fleste tilfælde værehåndteringsmæssige og
økonomiske fordele ved denne tilgang, hvor der også tages hensyn til den ændrede karakter af
restaffaldet (normalt kaldet dagrenovation, men der anvendes i denne rapport en særlig definition
af dagrenovation, se fodnote 1), når en eller flere fraktioner er udsorterede på forhånd. En præcis
allokering af udgifterne til håndtering af de konkrete fraktioner kan være vanskelig og vil ikke
inddrage gevinster opnået gennem forbedrede håndteringsmuligheder for de andre fraktioner.
Derfor sammenlignes de samlede miljø- og økonomiske omkostninger for den samlede mængde af
udsorterede materialer og af restfraktionen for de enkelte scenarier.
Rapporten lægger også vægt på at tydeliggøre, hvor stordriftsfordele må forventes at have betydelig
indflydelse på økonomien i behandlingsanlæggene, og kommunerne har hermed bedre mulighed for
at vurdere udgifter ved eventuelle lokale løsninger. Informationsmæssige fordele ved fælles
løsninger for større områder er ikke værdisat. Generelt er det afgørende at huske rapportens
afgrænsninger og forudsætninger, når dens konklusioner tages i anvendelse. Blandt andet kan det
nævnes, at rapporten ikke værdisætter biogas’ øgede anvendelses- og opbevaringsmuligheder
sammenlignet med el og varmeproduktion fra forbrænding af organisk dagrenovation.
Projektet er udført i perioden december 2011 – oktober 2012 af COWI A/S og med DTU Miljø som
underleverandør mht. livscyklusvurdering. Flere virksomheder har bidraget undervejes, hvilket
fremgår af de relevante afsnit. Der skal lyde en stor tak til COWI og DTU for det særdeles
omfattende arbejde, som er kommet dette projekt til gode.
Projektet har været tilknyttet en følgegruppe med repræsentanter fra kommunerne: Aabenraa,
Aarhus, Billund, Frederiksberg, Herlev, Kalundborg, København, Nyborg, Struer og Vejle.
Miljøstyrelsen har ved følgegruppens sammensætning forsøgt at sikre, at forskellige tilgange til
genanvendelse af affaldsfraktionerne i dagrenovation og geografiske forskelle er blevet
repræsenteret. Følgende organisationer mv. har deltaget i følgegruppen som bisiddere for nogle af
kommunerne: Arwos Affald, Forsyningsvirksomhederne Aalborg kommune, KL, Nomi, Nyborg
Forsyning og Service, RenoSam samt Vestforbrænding, Personnavnene på
følgegruppemedlemmerne (inklusiv udførende fra COWI og DTU og medvirkende fra
Miljøstyrelsen) samt referater af følgegruppemøderne fremgår af bilag 15. Kommunerepræsentanterne
og bisidderne takkes for de mange konstruktive input og diskussioner undervejs i
projektet.
Miljøstyrelsen,
17. oktober 2012
8 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Sammenfatning
I denne rapport har COWI og DTU Miljø for Miljøstyrelsen foretaget en miljø- og en
samfundsøkonomisk vurdering af 13 forskellige scenarier med henblik på at undersøge muligheder
for at øge genanvendelsen af de forskellige affaldsfraktioner i dagrenovation. Miljøvurderingen er
foretaget som en konsekvens-livscyklusvurdering (LCA) med EASEWASTE modellen og omfatter de
ikke-toksiske kategorier drivhuseffekt, forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk smog og
ozonnedbrydning samt de toksiske kategorier humantoksicitet via luft, jord og vand og økotoksicitet
i vand og jord. Den samfundsøkonomiske vurdering består af en velfærdsøkonomisk og en
budgetøkonomisk analyse. Miljøvurderingen og den samfundsøkonomiske vurdering har begge
gennemgået eksterne peer reviews.
Vurderingen dækker som udgangspunkt dagrenovation fra ét blandet opland bestående af 150.000
enfamiliebolig-husstande og 100.000 etagebolig-husstande, hvilket svarer til den gennemsnitlige
fordeling mellem enfamilieboliger og etageboliger i Danmark og udgør ca. 10 % af det samlede antal
husstande i Danmark. Rapporten giver også delresultater for to andre oplande med 250.000
henholdsvis enfamilieboliger eller etageboliger. Rapporten anvender generelt en særlig definition af
dagrenovation, hvilket er beskrevet i fodnote 1 1 . Alle anlæg er forudsat nydesignet efter de bedst
tilgængelige teknologier, og der er ikke bindinger i forhold til eksisterende anlæg,
mellemkommunale aftaler o. lign..
De 13 analyserede scenarier dækker følgende grundlæggende forskelligheder i affaldssorteringen:
En typisk nu-situation (basis)
Kildesortering af få materialer (affaldsfraktioner) hos husholdningerne
Kildesortering af mange materialer hos husholdningerne
Kildeopdeling 2 af mange materialer hos husholdningerne og efterfølgende central finsortering
Kildeopdeling af mange materialer med efterfølgende central finsortering af både materialerne og
tør restfraktion
Basisscenariet fremstiller en situation for et affaldsopland i 2020 med ugetømning af restaffald
(dagrenovation til forbrænding), og med bringeordning for glas og papir (til kuber), og de øvrige
scenarier skal forstås som en form for teknologi- og systemalternativer til dette basisscenarie. I en
del af scenarierne indgår kildesortering af organisk dagrenovation på to typer biogasanlæg med
efterfølgende anvendelse af digestatet 3 /komposten på landbrugsjord. Der indgår endvidere central
sortering af poser og af materialer. Glasgenanvendelse er valgt at foregå via kubeordninger i alle
scenarier. De 13 scenarier (se tabel A) analyseres for opnået genanvendelse, miljøkonsekvenser og
samfundsøkonomi.
1
Dagrenovation er i denne rapport defineret som ”det restaffald og de genanvendelige materialer, der ville være
endt i restaffaldet, hvis der ikke var etableret andre hente- og bringeordninger for de genanvendelige materialer
fra husholdningernes dagrenovation end kuber til glas og kuber til papir”. Storskrald og genanvendelige
materialer i storskraldet (bortset fra en mindre del pap) indgår ikke i rapportens definition af dagrenovation og
ikke i vurderingerne.
2
Ved kildesortering sorterer husholdningen de enkelte fraktioner i separate beholdere (eller et rum/kammer i
denne) ved husstanden. Ved kildeopdeling placeres flere materialefraktioner i samme rum i en beholder,
hvorefter materialerne finsorteres på centrale anlæg.
3
Digestat anvendes i denne rapport om det flydende affald efter biogasforgasning.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
9

Tabel A
Opsummerende beskrivelse af de forskellige scenarier
Projektets scenarie
nr. 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z
Beskrivelse
Basis
2
spande
AIKAN
Kildesortering, få
2
spande
Biogasf.
Posesor
t.
AIKAN
4-
kammer
AIKAN
Kildesortering, mange
4-
kammer,
Biogasf.
Henteordninger Kun rest 3 delt 6 delt
Kildesorterede Ingen Papir Papir
fraktioner i Organisk Pap
beholdere ved
Plast
husstande
Metal
Organisk
Kubeordninger Glas og papir Glas Glas
Central sortering
Kildeopdelte
fraktioner - - -
Tør rest - - -
Solgte materialer
Kildesorteret X X
Finsorteret - -
Forbrænding
Tør rest X X X
Våd rest X - -
Projektets scenarie
nr.
Beskrivelse
Posesort.
AIKAN
4 5A 5F 6A 6F 7
Kildesort.,
mange, 4-
kammer
Central sortering af Central sortering af materialer
materialer og tør rest
AIKAN Biogasf. AIKAN Biogasf. Ej
bio.beh.
Henteordninger 5 delt Kildeopdelt og -sorteret
Kildesorterede Papir Papir Papir Papir
fraktioner i Pap Organisk Organisk
beholdere ved
Plast
Husstande
Metal
Kildeopdelte
fraktioner Pap Pap Pap
i beholdere ved Plast Plast Plast
Husstande Metal Metal Metal
Kubeordninger Glas Glas Glas Glas
Central sortering
Kildeopdelte
fraktioner - X X X
Tør rest - X - -
Solgte materialer
Kildesorteret
X
Finsorteret - X X X
Forbrænding
Tør rest X Sorteret rest X X
Våd rest X - - X
.
10 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Vurdering af opnået genanvendelsesprocent
Opnået genanvendelse beskrives på to måder. Genanvendelse opgøres dels som den totale
indsamlede mængde af de forskellige affaldsfraktioner til genanvendelse som procentandel af den
samlede mængde dagrenovation (inklusiv materialerne til genanvendelse, se fodnote 1), dvs. der
ikke tages hensyn til evt. senere frasortering af materialer. Dette svarer principielt til den pt.
anvendte metode i forhold til officielle målsætninger. Endvidere opgøres genanvendelse som
mængden af materialer faktisk genanvendt, dvs. de indsamlede mængder af affaldsfraktionerne til
genanvendelse fratrækkes den mængde, som frasorteres senere af tekniske eller kvalitetsmæssige
årsager. Vurderingen af miljøeffekter og samfundsøkonomi tager udgangspunkt i faktisk
genanvendt mængde.
De opnåede genanvendelsesprocenter i de forskellige scenarier er vist i figur A og afhænger i særlig
grad af de anvendte antagelser om husstandenes effektivitet mht. at udsortere de forskellige
affaldsfraktioner. Der er anvendt en ambitiøs men realistisk indsamlingseffektivitet, som er opnået i
fuldskala i danske (sekundært svenske eller tyske) affaldsoplande. Alle scenarier øger
genanvendelsen betydeligt i forhold til basisscenariet. I scenarierne 4 og 7 uden kildesortering af
organisk dagrenovation er forøgelsen af genanvendelsesprocenten mindre end i de øvrige scenarier,
hvor organisk dagrenovation kildesorteres, biogasforgasses og udbringes på landbrugsjord.
Kildesorteret organisk dagrenovation tilføres enten et Aikan biogasanlæg (2A, 3A, 5A og 6A) eller et
gyllebaseret biogasfællesanlæg (2F, 3F, 5F og 6F). Mængde organisk dagrenovation "Indsamlet til
genanvendelse" er ens for de to biogasteknologier, men den faktiske genanvendelse er mindre for
biogasfællesanlæg, som kræver en mere grundig forbehandling med resulterende større frasortering
af organisk materiale. Kildesortering af organisk dagrenovation øger den faktiske genanvendelse
med op til 25 % -point, hvilket ses ved at sammenligne scenarierne 3A og 4 og scenarierne 6A og 7.
I scenarierne 2A, 2F og 2Z øges genanvendelsen ved kildesortering af den organiske dagrenovation
og højere udsortering af papir end i basisscenariet. Scenarierne 3A, 3F, 3Z og 4 har også
kildesortering af pap, plast og metal, hvilket set i forhold til scenarie 2 -giver en stigning på 6 % -
point i forhold til indsamlet til genanvendelse og 3 % -point i forhold til faktisk genanvendt
mængde.
70%
60%
50%
48%
50%
44%
50%
45%
50%
51%
56%
47%
56%
49%
56%
66%
66%
55%
51%
51%
56%
47%
56%
40%
30%
20%
17%
17%
26%
29%
26%
29%
10%
0%
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Faktisk genanvendt % Indsamlet til genanvendelse %
Figur A Opnået indsamlet til genanvendelse og faktisk genanvendt 4 for et blandet opland (% af samlet
dagrenovationsmængde inkl. de udsorterede affaldsfraktioner til genanvendelse, som ellers ville have forekommet i
restaffaldet).
4
Metal udsorteret fra af affaldsforbrændingsslagge tæller som faktisk genanvendt men ikke som indsamlet til
genanvendelse.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
11

I scenarierne 2Z og 3Z er de forskellige tørre fraktioner og den organiske dagrenovation alle
kildesorteret i forskelligt farvede poser, der føres til et optisk posesorteringsanlæg. Den organisk
dagrenovation sendes herfra til et Aikan biogasanlæg, så scenarier 2Z og 3Z er sammenlignelige
med 2A og 3A. Posesorteringsanlægget har en fejlsortering af poser på 5 %, så selvom indsamlingen
til genanvendelse er ens, er den faktiske genanvendelse lavere.
I scenarierne 5, 6 og 7 indsamles i 2-rums beholdere med kildesorteret papir i det ene rum og
kildeopdelt pap/karton/plast/metal i det andet rum. Scenarierne 5 og 6 har en ekstra 2-rums
beholder til kildesorteret organisk dagrenovation og restaffald. Scenarierne 5 med central sortering
af både materialer og den tørre restfraktion har den højeste faktiske genanvendelse, som er 4 % -
point højere end scenarierne 6 med central sortering af materialer alene.
Miljøvurdering
De samlede potentielle miljøpåvirkninger for de enkelte scenarier er angivet i
millipersonækvivalenter (mPE) 5 per ton dagrenovation, hvor negative tal betegner en
miljøbesparelse (en positiv miljøeffekt). Det har stor betydning for resultaterne, at marginal-el
antages produceret på kulfyrede kondenskraftværker, at oplandets marginale varme antages at have
en brændsels- og emissionssammensætning svarende til gennemsnitlig dansk fjernvarme og med
fuld udnyttelse af den producerede varme, og at biomasse betragtes som en begrænset ressource.
Det har også væsentlig betydning, at anlæg til affaldsforbrænding, genanvendelse samt
nyproduktion antages at være beliggende i Danmark, Sverige eller Tyskland, og at disse anlæg er
effektive og kun lidt miljøbelastende.
Drivhuseffekten udgør den største besparelse (målt i mPE) blandt alle
miljøpåvirkningskategorierne og med basisscenariets -116 mPE/ton dagrenovation som den
mindste besparelse (se figur B). Scenarierne 3A, 3F, 4, 5F, 6A, 6F og 7 med maksimalt udsortering
af affaldsfraktionerne til genanvendelse er de bedste scenarier med ca. -138 mPE/ton
dagrenovation, hvilket er ca. 19 % bedre end basisscenariet og svarer til en nedsættelse af den
samlede danske udledning af drivhusgasser med ca. 0,5 % ved opskalering til landsplan (2011-tal).
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur B
Samlede ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger for de 13 scenarier for ét blandet opland.
5
1 PE svarer til en gennemsnitspersons årlige miljøbelastning i den pågældende miljøpåvirkningskategori,
hvilket i de fleste tilfælde i denne rapport opgøres som belastningen fra en europæer i referenceåret 2004.
12 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Hvad angår næringssaltbelastning har scenarier med biologisk behandling større miljøbelastning
end scenarier uden biologisk behandling pga. nitratudvaskning fra brug af digestat/kompost på
landbrugsjord 6 . Miljøbesparelserne i kategorien forsuring er meget ens for alle scenarier, og
effekterne af de enkelte scenarier for fotokemisk smog og ozonnedbrydning er små. De toksiske
miljøpåvirkninger er også små (se figur C), og desuden er beregningerne af disse miljøpåvirkninger
behæftet med meget stor usikkerhed.
Ved rangordning af scenarier i alle påvirkningskategorier er der ikke et enkelt scenarie, som er
bedst i alle kategorier og som uden forbehold kan siges at have den bedste miljøprofil 7 . For de ikketoksiske
påvirkningskategorier er scenarierne 3, 4, 5, 6 og 7 dog generelt højere placeret i
rangordenen – dvs. bedre – end scenarierne 1 og 2 (næringssaltbelastning falder lidt udenfor, idet
scenarie 1 ligger højt i rangordenen), så øget genanvendelse synes at medføre større
miljøbesparelser. Scenarierne 2z og 3z giver anledning til lidt mindre potentielle miljøbesparelser i
alle miljøkategorier, fordi det optiske posesorteringsanlæg fejlsorterer nogle poser med
genanvendeligt kildesorteret affald fra til affaldsforbrænding, og der er et vist ekstra forbrug af
plastposer og af energi ved denne løsning. For de toksiske kategorier er rangordningen mere uklar
og kombineret med usikkerhederne på beregningerne kan der ikke konkluderes videre for disse
kategorier.
Miljøbesparelserne per ton genanvendt materiale er størst for aluminium i alle
miljøpåvirkningskategorier undtaget fotokemisk smog. Jern, papir og plast bidrager også med store
besparelser pr. ton genanvendt materiale - især for drivhuseffekt. Tilførsel af organisk
dagrenovation til biogasfællesanlæg eller affaldsforbrændingsanlæg giver omtrent samme resultat
for drivhuseffekt, men for næringssaltbelastning er forbrænding bedre (se også fodnote 6). For de
genanvendelige affaldsfraktioner, der kunne anvendes til energiproduktion i
affaldsforbrændingsanlæg (herunder især for CO2-neutrale brændsler som papir og pap), fremgår
de potentielle miljøbesparelser ved forbrænding af de enkelte affaldsfraktioner ikke eksplicit af
rapporten, fordi scenarierne ikke er konstrueret med henblik på at sammenligne genanvendelse og
energinyttiggørelse af konkrete enkeltfraktioner.
6
Dette vil generelt være tilfældet ved anvendelse af organiske gødninger sammenlignet med anvendelse af
handelsgødning. Sammenligning mellem anvendelse af kompost, digestat og svinegylle er vist i bilagsrapportens
bilag 10, men disse betragtninger er ikke i overensstemmelse med krav til en konsekvens-LCA og indgår derfor
ikke i hovedrapporten.
7
Der benyttes ikke vægtning (ikke tilladt jf. ISO 14040 standarderne i en sammenlignende LCA-rapport, der er
offentligt tilgængelig).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
13

Toksiske kategorier
20
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur C
Samlede toksiske potentielle miljøpåvirkninger for de 13 scenarier for ét blandet opland.
Alle scenarier viser små ressourcebesparelser for hver af ressourcerne kul, naturgas og olie, jern,
aluminium og fosfor svarende til 0 - 11 millipersonreserver/ton dagrenovation 8 .
Ressourcebesparelse af fosfor fra udbringning af bioforgasset, kildesorteret organisk dagrenovation
udgør ca. 0,35 kg fosfor/ton dagrenovation svarende til ca. 650 ton fosfor/år for hele Danmark (ud
af i alt ca. 1050 tons fosfor i den samlede årlige mængde organiske dagrenovation).
Vurdering af økonomi
Den velfærdsøkonomiske vurdering inddrager omkostninger ved indsamling (poseforbrug, kapital
til og vedligehold af spande, tømning og transport, information), drifts- og kapitalomkostninger for
anlæg til sortering, bioforgasning og affaldsforbrænding, indtægter fra salg af energi (svarende til
den fortrængte energiproduktion fra f.eks. kul) og af tørre materialer og digestat/kompost,
miljøomkostninger af nationale og internationale luftemissioner (værdifastsættelse fremskrevet til
2020), samt skatteforvridningstab fra finansiering af provenueffekt. Der benyttes en
barmarksantagelse, hvor alle dele af omkostningerne til et behandlingsanlæg medregnes.
Investeringerne afskrives over 8-25 år afhængigt af typen af installation.
De velfærdsøkonomiske omkostninger i de forskellige scenarier afhænger af de valgte
indsamlingssystemer og behandlingsformer. Der tages udgangspunkt i, at en given mængde affald
fra et opland skal indsamles, og omkostningerne sættes i forhold til denne indsamlede mængde i
form af kr. per ton indsamlet affald.
I den budgetøkonomiske vurdering beregnes virkningerne for husholdningerne ud fra det forhold,at
alle omkostninger i sidste ende tilfalder de oprindelige affaldsproducenter med den danske ”hvile-isig-selv”
regulering. Dette betyder, at alle afgifter og subsidier relateret til affald (f.eks.
affaldsvarmeafgift, tillægsafgift, subsidier til biogas) vil være inkluderet. De budgetøkonomiske
resultater må dog ikke sammenlignes direkte med husstandenes renovationsgebyr, som indeholder
flere ydelser end håndtering af affaldsfraktionerne analyseret i nærværende projekt.
8
Personreserve opgør den mængde af en given ressource, der globalt er til rådighed for en gennemsnitsperson
og dennes efterkommere.
14 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Økonomivurdering - hele scenarier
Velfærdsøkonomi
De velfærdsøkonomiske omkostninger for basisscenariet er højere end for flertallet af de andre
scenarier (se figur D). Dette skyldes primært høje indsamlingsomkostninger til basisscenariets 52
årlige tømninger af restaffald for alle husstandstyper. Dette indsamlingsmønster er typisk i
kommuner uden særskilt husstandsindsamling af kildesorterede, genanvendelige materialer 9 . De
øvrige scenarier har 26 årlige tømninger af enfamilieboligernes restaffald (for visse scenarier inkl.
kildesorteret organisk dagrenovation) samt i de fleste tilfælde yderligere 13 årlige tømninger af en
beholder til de tørre affaldsfraktioner. Scenarierne med optisk posesortering har i alt 26 årlige
tømninger af enfamilieboligers dagrenovation.
1.400
1.200
1.000
1.282
1.085
1.049
1.249
1.325
1.290
1.180
1.241
1.024
989
1.060
1.025
971
kr/indsamlet ton
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur D
Velfærdsøkonomiske omkostninger (kr./ton indsamlet affald) for ét blandet opland.
Scenarierne med øget genanvendelse fordeler sig omkostningsmæssigt i 2 grupper, når der tages
hensyn til beregningsusikkerheden. Den velfærdsøkonomisk mest fordelagtige gruppe udgøres af
scenarie 7 (som er det billigste af alle scenarier inklusiv basisscenariet) samt scenarierne 2A, 2F, 5
og 6. Scenarierne 2z, 3A, 3F, 3Z og 4 er sammen med scenarie 1 (basisscenariet) alle noget dyrere.
De høje omkostninger for scenarierne 3A, 3F og 4 skyldes valg af 4-kammerbeholder hos
enfamilieboliger til indsamling af mange kildesorterede materialer. Ved at reducere
tømningsfrekvensen yderligere eller ved at benytte to stk. mere pladskrævende 2-rumsbeholdere
kan omkostningerne komme på niveau med den billigste gruppe og lavere end basisscenariet. For
scenarie 2Z og 3Z er de relativt høje omkostninger knyttet til det optiske posesorteringsanlæg, som
dog giver mulighed for at reducere omkostningerne ved indsamlingen fra enfamilieboliger men ikke
fra etageboliger, og omkostningerne for det blandede opland bliver derfor samlet set højere 10 .
9
Hvis en kommuner kun har 26 årlige tømninger af en større beholder med hele enfamilieboligens
dagrenovation (dvs. et driftsøkonomisk mere optimeret indsamlingssystem), så ville et tilsvarende basisscenarie
isoleret set være ca. 300 kr./ton indsamlet affald billigere end basisscenariet i denne rapport og dermed
omkostningsmæssigt sammenligneligt med scenarie 7. Det skal dog bemærkes, at uanset om basisscenariet har
26 eller 52 årlige tømninger, så vil scenariet ikke kunne opfylde kravet i EU's affaldsdirektiv om gennemsnitlig
mindst 50 % genanvendelse af husholdningernes affaldsfraktioner papir, metal, plast og glas (under de givne
forudsætninger om husstandenes affaldsproduktion og indsamlingseffektivitet).
10
I den økonomiske analyse er generelt ikke værdisat andre fordele, som f.eks. evt. øget bekvemmelighed,
yderligere muligheder for forbedret indsamlingseffektivitet, for udsortering af flere affaldsfraktioner eller for
billigere indsamling hos etageboliger.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
15

Scenarierne 2A, 2F, 5, 6 og 7 har lavere omkostninger end de øvrige analyserede scenarier. Dette
skyldes bl.a., at indsamlingsomkostningerne for enfamilieboliger er optimerede med 26 + 13
tømninger om året og med billigere beholdere end 4-kammerbeholderen. Endvidere er der forudsat
stordriftsfordele for det centrale sorteringsanlæg i scenarierne 5, 6 og 7 med en kapacitet svarende
til affald fra 1 mio. husstande (fire oplande). Følsomhedsanalyser viser, at scenarierne med central
sortering stadig ville have velfærdsøkonomiske omkostninger på et lavere niveau end de dyreste
inkl. basisscenariet, hvis sorteringsanlæggets kapacitet var tilpasset ét oplands husstande.
I scenarie 1, 4 og 7 kildesorteres organisk dagrenovation ikke men forbrændes. Affaldssystemerne i
scenarie 4 og scenarie 7 er – ud over kildesortering af organisk dagrenovation– direkte
sammenlignelige med henholdsvis scenarierne 3A-3F og scenarierne 6A-6F. Heraf ses, at de
samlede velfærdsøkonomiske scenarieomkostninger er ca. 55-90 kr./indsamlet ton lavere ved
forbrænding i stedet for kildesortering og bioforgasning af organisk dagrenovation.
De statsfinansielle påvirkninger i scenarierne med øget genanvendelse begrænser sig til et årligt tab
på 0 - 10 mio. kr. for ét opland i forhold til basisscenariet. Dette skyldes først og fremmest, at
afgiftssystemet for affaldsforbrænding er indrettet efter indfyring og energiproduktion, og hermed
opnås en høj grad af afgiftsmæssig ligestilling med andre former for el- og varmeproduktion.
Genanvendelse i stedet for energiudnyttelse af dagrenovation medfører lavere afgiftsindtægter fra
affaldsforbrændingsanlæggene, som dog i nogen grad modsvares af afgiftsindtægter fra øgning i
anden el- og varmeproduktion (afhængigt af antagelser om virkningsgrader på de energianlæg, som
substituerer energiproduktionen fra forbrænding af dagrenovation). Energiproduktion fra
biogasforgasning er ikke afgiftsbelagt men modtager støtte via PSO betalinger, som dog ikke
medregnes som statsfinansiel effekt. Størrelsesordenen herpå er 4-5 mio. kr. for ét opland.
Budgetøkonomi
De budgetøkonomiske konsekvenser afhænger af, hvordan de forskellige tiltag i de forskellige
scenarier finansieres. Husholdningernes betaling for at få indsamlet og behandlet restaffaldet og de
udsorterede genanvendelige fraktioner skal ifølge den gældende affaldsbekendtgørelse afspejle
omkostningerne ved den enkelte indsamlings- og anvisningsordning, således at den samlede
gebyrindtægt for hver ordning alene dækker kommunens omkostninger til ordningen. Dette gælder
også samtlige afholdte afgifter i affaldssystemet, men ikke evt. mistede afgifter fra energisystemet.
Husholdningernes budgetøkonomiske omkostninger er således den budgetøkonomiske udgift tillagt
forbrændingsanlæggenes afgifter vedr. affaldsbehandling, subsidierne til biogasproduktion afledt af
affaldsbehandling, samt 25 % moms på samtlige udgifter i hele scenariet (de budgetøkonomiske
omkostninger inkl. afgifter er således vanskeligt sammenlignelige med de velfærdsøkonomiske
omkostninger). 11
11
I de budgetøkonomiske resultater for biogasfællesanlæg er det forudsat, at biogasfællesanlæg betaler 100
kr./ton for den forbehandlede kildesorterede organiske dagrenovations-pulp uden urenheder (tilsvarende vil der
være en velfærdsøkonomisk værdi af pulpen med denne behandling). Hvis biogasfællesanlæg i stedet modtager
pulpen til f.eks. 0 kr., så skal F-scenarierne tillægges ca. 20-25 kr./ton indsamlet affald i alt.
16 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

kr/husstand/år
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Enfamilieboliger Etageboliger Alle boliger
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Enfam ilieboliger 1 4 6 7 1 2 3 1 1 2 1 4 1 2 5 2 1 5 3 4 1 5 1 7 1 2 1 4 1 5 05 1 2 2 3 1 2 06 1 2 5 0 1 2 3 3 1 2 2 2
Et ageboliger 7 9 7 7 3 2 7 2 3 9 7 0 7 1 6 7 07 946 7 01 6 7 6 667 7 09 7 00 695
A lle boliger 1 1 9 9 1 03 1 1 01 8 1 1 3 9 1 2 06 1 1 9 3 1 1 07 1 1 8 3 1 004 991 1 03 4 1 02 0 1 01 1
Figur E Budgetøkonomiske omkostninger for husstandene (kr./år pr husstand) ved de forskellige scenarier
(omkostningerne kan ikke sammenlignes med husstandenes renovationsgebyrer, som omfatter flere ydelser end
analyseret i denne rapport). For F-scenarierne se fodnote 11.
De medregnede samlede omkostninger for husholdningerne i de enkelte scenarier er vist i figur E
ovenfor. For etageboliger ligger scenarieomkostningerne i intervallet 660 - 970 kr./husstand, mens
det tilsvarende interval for enfamilieboliger er 1.200 - 1.540 kr./husstand. Med den gennemsnitlige
danske boligsammensætning er de indregnede scenarieomkostninger ved øget genanvendelse på
niveau med eller op til 208 kr. billigere pr husstand pr år sammenlignet med basisscenariet (se også
fodnote 9).
Den budgetøkonomiske vurdering viser, at basisscenariet er dyrere end de fleste andre scenarier.
Scenarierne 3A, 3F og 4 med 4-kammerbeholder til enfamilieboliger er dog dyrere end
basisscenariet for enfamilieboliger, hvilket slår igennem for det blandede opland 12 .
Scenarierne 2, 5, 6 og 7 er budgetøkonomisk sammenlignelige og alle billigere for enfamilieboliger
end basisscenariet. Dette gælder også for det blandede opland. Scenarie 2z med optisk
posesortering er dog dyrere for etageboliger end basisscenariet men ikke dyrere for det blandede
opland.
Det kan konkluderes, at det ikke behøver at give anledning til øgede omkostninger at opnå en
væsentlig højere genanvendelse af de forskellige affaldsfraktioner fra dagrenovationen end den
opnåede genanvendelse i dag i mange danske kommuner (f.eks. scenarierne 5, 6 0g 7 sammenlignet
med basisscenariet). Kildesortering af den organiske dagrenovation med efterfølgende
bioforgasning og anvendelse til jordbrugsformål kan sammenlignes med forbrænding af samme
affaldsfraktion ved at sammenligne scenarierne 6 med scenarie 7. Scenarierne med bioforgasning er
budgetøkonomisk på niveau med forbrænding, idet forskellen på 9-23 kr./husstand - alle boliger
(svarende til 1-2 %) er langt indenfor beregningsusikkerheden.
12
Velfærdsøkonomiske følsomhedsanalyser af indsamlingsdelen for scenarierne 3 og 4 viser, at yderligere
optimering af indsamlingsordninger med ændrede beholdere og tømningsfrekvens kan give besparelser, som
gør disse scenarier billigere end basisscenariet.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
17

Økonomivurdering ud fra temaer
Indsamling
Omkostninger til indsamling med bl.a. beholderkøb og tømning udgør langt den største andel af de
samlede velfærdsøkonomiske scenarieomkostninger. Løsninger med indsamling af mange
kildesorterede materialer (f.eks. i 4-kammerbeholdere) er med de anvendte antagelser noget dyrere
end løsninger med indsamling af kildeopdelte materialer med efterfølgende central sortering. Det
skyldes i høj grad salgsværdi af de genanvendelige materialer, som er væsentligt højere for
finsorterede materialer fra et centralt sorteringsanlæg end for kildesorterede enkeltfraktioner, som
ikke er opdelt i plasttyper og metaltyper.
Andre forudsætninger omkring beholdervalg (f.eks. to 2-rums beholdere i stedet for en 4-
rumsbeholder og lavere tømningshyppighed) kan betyde relativt store reduktioner i
indsamlingsomkostningerne. Følsomhedsanalyser viser, at disse omkostningsreduktioner dog ikke
er helt nok til at gøre kildesorteringsscenarierne lige så attraktive som scenarierne med
kildeopdeling og efterfølgende central sortering. Men det kan ikke udelukkes, at kildesortering af
mange materialer ved enfamilieboliger kan være en ganske fornuftig løsning, såfremt konkrete
forhold i et givet affaldsopland kan begrunde dette (herunder inddragelse af alternative og
optimerede valg af beholderløsning og tømningshyppighed), eller hvis der ikke findes mulighed for
at tilføre de kildeopdelte materialer til et centralt sorteringsanlæg.
Behandling
Ændringer i de velfærdsøkonomiske omkostninger til bioforgasning afhænger både af
omkostninger til biogasanlægget og til den alternative behandling, som her er et
affaldsforbrændingsanlæg. Beregningerne af omkostningerne til affaldsforbrænding afhænger af en
lang række tekniske forhold (f.eks. affaldets vandindhold, røggasudvikling og energiudnyttelse) og
må forventes at variere fra anlæg til anlæg.
Det er en hovedantagelse i de velfærdsøkonomiske beregninger, at affaldsmængderne til
sorteringsanlæggene i scenarierne 5, 6 og 7 svarer til affaldet fra 1 mio. husstande (4 oplande) og for
scenarierne med Aikan, at mængden af organisk dagrenovation svarer til affald fra ½ mio.
husstande (2 oplande). Hvis en affaldsmængde svarende til mængden fra ét blandet opland med
250.000 husstande fastholdes som dimensioneringsbasis for anlæggene, så vil det medføre øgede
totale scenarieomkostninger på ca. 43 kr./indsamlet ton affald for scenarier med central sortering
af såvel kildeopdelte materiale og tør rest – dog kun ca. 33 kr./indsamlet ton affald for scenarierne
med central sortering alene af de kildeopdelte materialer. Hertil kommer, at alle scenarier med
Aikan anlæg får ekstra omkostninger på ca. 25 kr./indsamlet ton affald.
Disse relativt små, ekstra velfærdsøkonomiske systemomkostninger dækker over væsentlige
budgetøkonomiske forskelle for de enkelte behandlingsanlæg. Således er besparelsen ved storskala
for sorteringsanlæg til kildeopdelte materialer og tør rest 88 kr./ton input til sortering (samlet
besparelse for 4 oplande er ca. 28 mio. kr./år). Besparelsen ved storskala for sorteringsanlæg alene
til kildeopdelte materialer er ca. 632 kr./ton kildeopdelte materialer (samlet besparelse for 4
oplande er ca. 25 mio. kr./år). Besparelsen ved storskala Aikan-anlæg er ca. 65 kr./ton organisk
dagrenovation (samlet besparelse for 2 oplande er ca. 5 mio. kr./år). En længere transport til
storskalaanlæg er ikke medtaget i de nævnte enhedsomkostninger og indgår derfor ikke de
budgetøkonomiske eller de velfærdsøkonomiske resultater.
18 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Salg af genanvendelige materialer og energi
Ændrede salgspriser for de udsorterede affaldsfraktioner til genanvendelse og for den producerede
energi har stor påvirkning og især for scenarierne med den højeste genanvendelse henholdsvis mest
affaldsforbrænding (dog mindre for scenarierne 3 og 4 med kildesortering, fordi salgspriser for
blandet plast og blandet metal er væsentligt lavere end salgspriser for finsorteret plast og finsorteret
metal). Fordobling af salgspriserne reducerer således de velfærdsøkonomiske omkostninger med
mere end ca. 30 % for scenarierne 5 og 7 men kun ca. 10 % for basisscenariet. Der er dog ikke tale
om, at scenariernes rangorden ændres væsentligt.
Sammenfattende vurdering
Opnået genanvendelse
Scenarier uden kildesortering af organisk dagrenovation har under 30 % genanvendelse, mens
scenarierne med kildesortering af organisk dagrenovation og central sortering af både
kildeopdelte materialer og tør rest opnår den højeste genanvendelse på 55 % (målt som procent
af den totale mængde af dagrenovationen der går til forbrænding og de udsorterede fraktioner
der går til genanvendelse).
Miljøvurdering
Der er ikke ét scenarie, der er bedst i alle de medtagne miljøeffektkategorier, og generelt er
forskellene i miljøpåvirkningen mellem alle scenarier små under de givne forudsætninger.
Med hensyn til drivhuseffekten er basisscenariet dårligst, mens scenarierne med høj
materialegenanvendelse er de bedste med en forbedring på ca. 19 % i forhold til basisscenariet.
Dette skyldes primært genanvendelse af papir, som udgør en vægtmæssig stor andel af
dagrenovationen.
Kildesortering og bioforgasning af organisk dagrenovation via biogasfællesanlæg medfører ikke
nogen væsentlig forskel i miljøbesparelser mht. til drivhuseffekt i forhold til forbrænding af
denne fraktion. Mht. næringssaltbelastning er forbrænding lidt bedre, (se desuden fodnote 6).
Den jordbrugsmæssige anvendelse af komposten/digestatet kan medføre recirkulering af ca.
650 ton fosfor årligt ved opskalering til hele Danmark.
Velfærdsøkonomi
Det er muligt at øge genanvendelsen betydeligt uden øgede budget- eller velfærdsøkonomiske
udgifter, men det forudsætter en koordineret tilgang for håndtering af alle fraktioner i
dagrenovationen med fokus på at opnå synergieffekter og optimering af tømninger. Denne
konklusionen forstærkes af de antagne stordriftsfordele, som især er vigtige for scenarierne 5A-
F med de højeste genanvendelsesprocenter.
Scenarier med genanvendelse af kildesorteret organisk dagrenovation kan give anledning til
ekstra velfærdsøkonomiske omkostninger svarende til ca. 55-90 kr./ton indsamlet affald i
oplandet forudsat fuld udnyttelse af affaldsforbrændingsanlæggenes kapacitet, men dog giver
de fleste af scenarierne med kildesortering af organisk dagrenovation ikke øgede
velfærdsøkonomiske omkostninger ved sammenligning med basisscenariet.
Central sortering af de kildeopdelte materialer pap, plast og metal i storskalaanlæg giver
anledning til den største velfærdsøkonomiske besparelse i forhold til basisscenariet, fordi
indsamlingsomkostningerne kan holdes på et lavere niveau, og fordi høje priser på finsorterede
materialer betaler de ekstra omkostninger til sorteringsanlægget.
Optisk posesortering kan være velfærdsøkonomisk fordelagtigt for enfamilieboliger, da dette
muliggør besparelser på indsamlingsomkostningerne selv med ambitiøse genanvendelsesmål,
men for etageboliger bidrager posesortering ikke i samme grad med besparelser.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
19

Kildesortering og kildeopdeling i separate beholdere er velfærdsøkonomisk stort set
ligeværdige med en lille fordel til kildeopdeling i de fleste typiske etageboliger (hvor
pladsforhold tillader kildesortering i køkkener og baggårde). For enfamilieboliger er
kildeopdeling af de tørre materialer væsentligt billigere end kildesortering, som har dyrere eller
flere beholdere og/eller flere tømninger eller større omkostninger pr tømning.
Budgetøkonomi
Øget genanvendelse af tørre materialer giver anledning til et mindre provenu af afgifter fra
affaldsforbrændingsanlæg, som dog omtrent opvejes af større provenu fra de
kraftvarmeværker, som erstatter den manglende varmeproduktion fra affaldsforbrændingsanlæggene.
Denne effekt er skønnet til mellem 0 og 3 mio. kr./år. Den største
statsfinansielle ændring mellem scenarierne hidrører fra momsindtægter fra indsamling. Jo
dyrere indsamling, des flere momsindtægter. Den samlede ændring ligger på +5 til -5 mio/kr.
per år, afhængigt af scenariets samlede omkostninger. Det samlede provenutab er skønnet til
mellem 0 og 10 mio. kr./år for et opland, men det vil være afhængigt af de konkrete
affaldsforbrændingsanlæg og kraftvarmeværker.
Biogasanlæg er fritaget for affaldsvarmeafgift, og således vil kildesortering og bioforgasning af
organisk dagrenovation medføre et provenutab skønnet til ca. 4 mio. kr./år for et opland.
Afgiftsfritagelsen gør samtidigt, at bioforgasning og affaldsforbrænding har cirka de samme
budgetøkonomiske omkostninger (forudsat fuldstændig konkurrence om modtagelse og
bioforgasning af organisk dagrenovation). Tilskuddet til biogasanlæg er finansieret gennem
PSO ordningerne, og for scenarierne med kildesortering af organisk dagrenovation er dette
tilskud beregnet til ca. 4,5 mio. kr./år for et opland.
Højeffektive ordninger for genanvendelse af materialer fra dagrenovationen kan gennemføres
uden øgede omkostninger i forhold til den typiske situation i mange kommuner. Central
sortering af kildeopdelte materialer (pap, plast og metal) er det billigste – også uanset om den
organiske fraktion forbrændes eller kildesorteres og bioforgasses.
Rapportens resultater vil indgå som et element i den nationale planlægning og kan samtidigt udgøre
et "inspirations-katalog" til brug for kommunernes affaldsplanlægning. Der gøres opmærksom på,
at de foretagne scenarievurderinger med de givne forudsætninger og tilhørende konklusioner alene
dækker parametrene Opnået genanvendelse, Miljøpåvirkning, Velfærdsøkonomi og
Budgetøkonomi. Resultaterne af analysen kan til en vis grad overføres til eksisterende kommunale
forhold, men en præcis analyse for et konkret opland bør dog tage udgangspunkt i den faktiske
geografi, affaldssammensætning, boligsammensætning, varmeforsyning, kommunale
samarbejdsmuligheder, borgerservice og ønsker/mål for ressourcebesparelser mm..
Rapportens vurdering og konklusioner inkluderer ikke følgende aspekter, som alle kan have stor
betydning for konkrete valg af løsninger: Affaldsløsningers tilpasning til og synergi med f.eks.
energisektoren eller landbrugssektoren, Energiformernes (f.eks. biogas’) forskellige
anvendelsesmuligheder og fleksibelt energisystem, Ressourceknaphed som særlig prioritering,
Service overfor borgerne, Teknisk fleksibilitet af valgte teknologier/udstyr til indsamling og
behandling, Mulighed for at benytte eksisterende behandlingsanlæg, Systemfleksibilitet med f.eks.
en etapevis udbygning, Stordriftsfordelenes konkrete realisering på effektiv økonomisk måde eller
antal arbejdspladser i scenarierne..
Rapporten må læses og dens konklusioner fortolkes ud fra disse afgrænsninger og forudsætninger.
20 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Summary
COWI and DTU Environment have carried out an environmental and economic assessment of
thirteen different scenarios for the Danish Environmental Protection Agency (DEPA) in order to
analyse opportunities for increased recycling of various waste fractions in the household waste. The
environmental assessment is carried out as a consequencial life cycle assessment (LCA) with the
EASEWASTE model. The assessment includes the non-toxic environmental impact categories
global warming, acidification, nutrient enrichment, photochemical smog and ozone depletion as
well as the toxic environmental impact categories human toxicity via air, soil and water and
ecotoxicity in water and soil. The economic assessment include a socio- economic cost benefit
analysis and a private cost analysis. Both the environmental and the economic assessments have
undergone external peer reviews.
The assessment covers household waste from a mixed catchment area compriseing 150,000 single
family households and 100,000 multi storey households, corresponding to the average distribution
of single family and multi-storey households in Denmark. It further corresponds to approx. 10% of
the total number of households in Denmark. The report also presents results for two other
catchment areas having 250,000 single family respectively 250,000 multi-storey households. The
assessment applies a definition of household waste, which is described in footnote 13 . All treatment
facilities are green field projects designed according to best available technology and no constraints
exist in relation to existing facilities, inter-municipal agreements, etc.
The thirteen analyzed scenarios cover the following basic differences in separate collection and
waste sorting:
A typical current-situation (baseline)
Source separation of few materials (waste fractions) from households
Source separation of many materials from households
Source segregation 14 of a co-mingled recyclable fraction from households and subsequent
centralised fine sorting
Source segregation of a co-mingled recyclable fraction with subsequent fine sorting of both the comingled
fraction and the dry residual fraction.
The baseline scenario represents the situation for a waste catchment area in 2020 with weekly
collection of residual waste ( to be incinerated), and with a bringrecyling scheme for glass and
paper. The other scenarios represent technologically further developed alternatives to the baseline
scenario involving more efficient collect schemes, separation at source of other materials as plastic,
metal and organics as well as other technologies for subsequent treatment (e.g anaerobic digestion
of the organic fraction, centralised advanced sorting of materials or waste bags).. Glass recycling is
carried out via bring bank sheemes in all scenarios. The thirteen scenarios (see Table A) are
analyzed for recycling rate, for environmental impact and for economic performance.
13
Householdwaste is in this report defined as "the residual waste and recyclable materials that would have
ended in residual waste if no other collection and bring schemes for recyclable materials from household waste
collection had been established than bring banks for glass and paper". Bulky waste and recyclable materials in
bulky waste (with the exception of a small fraction of cardboard) is not included in the report's definition of
household waste and not included in the assessments.
14
Source separation means that the household sorts the individual fractions in separate containers (or a room /
compartment in this). Source segregation means that more material fractions are placed in the same
compartment in a container, after which the materials are fine sorted in central facilities.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
21

Table A
Summarizing description of the different scenarios
Project scenario no. 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z
Description
Baseline
Source separation, few
2 bins
AIKAN
2 bins
AD
Bag
sort.
AIKAN
Source separation, many
4-
chamber
AIKAN
4-
chamber
AD
Collection system Only residual Three fractions Six fractions
Source separated None Paper Paper
fractions in bins Organic Cardboard
at
households
(kerbside collection)
Plastic
Metal
Organic
Bring banks Glass and paper Glass Glass
Central sorting
Segregated fractions - - -
Dry residual - - -
Sold materials
Source separated X X
Fine sorted - -
Incineration
Dry residual X X X
Wet residual X - -
Bag sort.
AIKAN
Project scenario no. 4 5A 5F 6A 6F 7
Source sep., Central sorting of materials Central sorting of materials
Description
many, 4-
and dry residual
AIKAN AD AIKAN AD Non
chambers
Collection system Five fractions Source segregated and sorted
Source separated Paper Paper Paper Paper
fractions in Pap Organic Organic
bins at
Plastic
households
(kerbside collection) Metal
Source segregated
fractions Cardboard Cardboard
Cardboar
d
in bins at Plastic Plastic Plastic
Households Metal Metal Metal
Bring banks Glass Glass Glass Glass
Central sorting
Segregated fractions - X X X
Dry residual - X - -
Sold materials
Source separated
X
Fine sorted - X X X
Incineration
Dry residual X Sorted residual X X
Wet residual X - - X
22 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Important pre-conditions for the assessments made in this project can be found in chapter 2 of the
report. In Tabel 2 can be found the typical composition of household waste from single family and
multey storey households. Tabel 3 informs about separation effeciency in the houdehold for each
recyclable fraction. Tabel 4 and Tabel 5 include information on type and size bins applied in the
different scenarios as well as the emptying frequency. Tabel 11 shows the sorting effeciency at
centralised sorting planst for each type of recyclabe fraction being fine sorted.
Assessment of the recycling rate
The recycling rate can be meassured in two ways. One way is to determine recycling by the total
amount of the different waste fractions collected for recycling as a percentage of the total
amount of household waste (including materials for recycling, see footnote 1), i.e. no subsequent
separation of materials is taken into account. In principle, this corresponds to the method
presently applied for measuring compliance with official targets. Alternatively, the recycling rate is
calculated as the amount of materials actually recycled and sold to the recycling industry,
i.e. the collected amount of the waste fractions for recycling is deducted the amount discarded later
due to technical or quality reasons. The assessment of environmental impacts and economics is
based on the actual amount recycled.
The recycling rates in the different scenarios are shown in Figure A. The rate depends largely on the
assumptions made for efficiency at household level with respect to separating the different waste
fractions. Ambitious but realistic seperating efficiency is applied as achieved in full scale operations
in Danish (and Swedish or German) recycling schemes. In all scenarios recycling rates are
significantly increased compared to the baseline scenario. In scenarios 4 and 7, having no source
separation of organic waste, the recycling rate has increased less than in the other scenarios where
organic waste is separated at source, anaerobicly digested and spread on farmland.
Source separated organic waste is either treated at an Aikan anaerobic digestion (AD) plant (2A,
3A, 5A and 6A) or a manure-based anaerobic digestion facility (2F, 3F, 5F and 6F). The amount of
organic waste "collected for recycling" is the same for the two technologies; however, the actual
recycling rate is less for the manure-based facility that requires a more effective pre-treatment,
resulting in a larger loss of organic material. Source separation of organic waste increases recycling
up to 22 % points (can be seen by comparing scenarios 3 and 4).
In the scenarios 2A, 2F and 2Z, the recycling rate is increased due to source separation of the
organic household waste and more effective source separation of paper compared to the baseline
scenario. Scenarios 3A, 3F, 3Z and 4 also involve source separation of cardboard, plastic and metal,
which - as compared to scenario 2 - increases the fraction "collected for recycling" by 6% points and
the fraction "actually recycled" by 3% points.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
23

17%
17%
48%
50% 50% 50%
51%
56% 56% 56%
26%
29%
55%
66% 66%
51% 51%
56% 56%
47%
26%
29%
70%
60%
50%
40%
44%
45%
47%
49%
30%
20%
10%
0%
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Actual recycled % Collected for recycling %
Figure A Collected for recycling and actually recycled 15 for a mixed catchment area (% of total household waste
amount incl. the separately collected waste fractions for recycling, which otherwise would have occurred in the residual
waste.
In the scenarios 2Z and 3Z, the various dry fractions and the organic household waste are all source
separated in bags with different colours, which are brought to a bag sorting plant applying optical
sorting equipment. The organic household waste from this plant is sent to an Aikan AD plant, thus
scenarios 2Z and 3Z are comparable with 2A and 3A. The bag sorting equipment has a sorting
efficiency of 95% (giving a lossof5%), therefore even though the collection for recycling is the same,
the actual recycling is lower for 2Z and 3Z than for 2A and 3A.
In scenarios 5, 6 and 7, the waste is collected in 2-compartment bins having source separated paper
in one room and source segregated co-mingled cardboard / carton / plastic / metal in the other
room. The scenarios 5 and 6 have in addition 2-compartment bin for source separated organic
waste and residual waste. Scenario 5 with central sorting of both materials and the dry residual
fraction has the highest actual recycling rate, which is 4 % points higher than scenario 6 with central
sorting of materials only.
Environmental Assessment
The total potential environmental impacts of each scenario are presented in milli person equivalent
(mPE) 16 per ton of household waste, where negative numbers represent an environmental saving (a
positive environmental effect). It is very important for the results that marginal electricity is
assumed produced at coal-fired condensing power plants and that the marginal heat of the
catchment area is assumed to have a fuel and emission composition similar to the average Danish
district heating system as well as havingfull utilisation of the heat produced. It is also importantthat
facilities for waste incineration, recycling and new production is assumed to be located in Denmark,
Sweden or Germany, and that these systems are effective and have only little negative
environmental impact.
15
Metal separated from the incineration slag counts as "actually recycled" but not "collected for recycling".
16
1 PE corresponds to an average annual per capita environmental impact in the environmental impacts
category, which in most cases in this report is calculated as the load from one European in reference year 2004.
24 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

The greenhouse effect represents the largest saving (measured in mPE) among all environmental
impact categories. The baseline scenario results in a saving of 116 mPE / ton of household waste,
which is the smallest saving of all(see Figure B). Scenarios 3A, 3F, 4, 5F, 6A, 6F and 7, all having a
maximum separation of waste fractions for recycling, are the best scenarios resulting in savings of
approx. 138 mPE / ton of household waste. This is approx. 19 % better than the baseline scenario
and corresponds to a reduction of the total Danish greenhouse gas emissions by approx. 0.5 %
(2011-numbers).
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figure B
Total non-toxic potential environmental impacts of the 13 scenarios for a mixed catchment area.
The scenarios involving biological treatment have larger environmental impact in the category
nutrient enrichment than scenarios without biological treatment due to nitrate leaching from the
use of digestate / compost on agricultural land 17. Environmental savings in the impact category
acidification are in the same range for all scenarios. The impacts on photochemical smog and ozone
depletion are small in all scenarios. The toxic environmental impacts are also small (see Figure C),
and furthermore, the calculations of the toxic impacts are subject to a large uncertainty.
By ranking the scenarios with respect to all environmental impact categories, no single scenario can
be considered the best in all categories and thereby without prejudice be assigned the best
environmental profile. 18 However, for the non-toxic impact categories, scenarios 3, 4, 5, 6 and 7 are
generally ranked higher - i.e. better - than scenarios 1 and 2 (with the exception of nutrient
enrichment, where scenario 1 is ranked high); therefore increased recycling rates seem to cause
higher environmental savings. Scenarios 2z and 3z results in slightly smaller potential
environmental savings in all environmental impact categories, as the optical bag sorting plant is
directing a small part of the correctly source-separated waste to incineration. Moreover, this
concept consumes an extra amount of plastic bags and energy. For the toxic categories, the ranking
of the scenarios is more unclear, and - considering the uncertainties in the calculations - no
conclusions can be made on these environmental impact categories.
17
This will generally apply when using organic fertilizers compared to the use of artificial fertilizers. The
comparison between use of compost, digestate and pig manure is shown in the Annex report, Annex 10,
however, these considerations are not in accordance with the requirements for an impact LCA and are thus not
included in the main report.
18
No weighting is used (not allowed under ISO 14040 standards in a comparative LCA report, available to the
public).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
25

Environmental savings per ton of recycled material are highest for aluminum in all the
environmental impact categories except from photochemical smog. Iron, paper and plastics also
contribute to significant savings per tonnes of recycled material, especially for global warming. The
treatment of organic household waste in manure-based AD facilities or waste incineration plants
results in approximately the same numbers as for global warming. For nutrient enrichment,
however, incineration is better (see also footnote 6). For the recyclable waste fractions, that could be
used for energy production in waste incineration plants (especially for CO2-neutral fuels such as
paper and cardboard), the potential environmental savings from incineration of the different waste
fractions are not explicitly shown in the report, as the scenarios are not designed to compare
recycling and energy recovery for specific individual waste fractions.
Toksiske kategorier
20
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figure C
Potential toxic environmental impacts of the 13 scenarios for one mixed catchment area.
All scenarios show small resource savings for each of the resources coal, natural gas and oil, iron,
aluminum and phosphorus corresponding to 0 mill. to 11 mill. person reserves / ton household
waste. 19
Resource savings of phosphorus from the application of anaerobic digested, source separated
organic household waste is approx. 0.35 kg phosphorus / ton household waste corresponding to
approx. 650 tonnes phosphorus/year for Denmark (out of a total of approx. 1,050 tonnes of
phosphorus in the total volume of organic household waste).
Economic Assessment
The socio-economic assessment includes costs of collection (bag consumption, capital for and
maintenance of bins, collection and transport, and information), operation and capital costs for
facilities for central sorting, anaerobic digestion and waste incineration, income from the sale of
energy (equivalent to the avoided energy production from i.e. coal), dry materials and
digestate/compost, environmental costs of national and international air emissions (valuation
projected for 2020), as well as tax distortion loss from financing renevue effect. A green field project
is applied including all costs of establishing a treatment plant. The investments are depreciated over
a 8-25 years period depending on the type of installation.
19
Person reserve determines the amount of a given resource available globally for an average person and its
descendants.
26 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

The socio-economic costs of the different scenarios depend on the selected collection systems and
treatment technologies. A given amount of waste from a catchment area must be collected, and the
costs are related to the amount collected as DKK. per ton waste collected.
In the private cost assessment, the cost impacts on households are calculated since all costs
ultimately must be payed by the waste producers according to the Danish regulation (polluter pay
principle). This means that all costs related to waste management(e.g. waste heat tax, additional
tax, and subsidies for biogas) will be included. However, the private cost assessment can not be
directly compared to the household waste management fee, which includes other and additional
services than the management of waste fractions being included and analysed in this project.
Economic assessment - scenarios
Socio-economics
The socio-economic costs of the baseline scenario are higher than the costs of most of the other
scenarios (see Figure D). This is primarily due to high collection costs for the 52 annual emptyings
of residual waste bins in the baseline scenario.. This emptying frequency is typical for householders
having no separate collection of source separated recyclable materials. 20 All of the other scenarios
involve 26 annual emptyings of residual waste bins from single family household (for certain
scenarios incl. source separated organic household waste) and in most cases additionally 13 annual
emptyings of a bin for the dry recyclable waste fractions. Scenarios involving optical bag sorting
equipment have a total of 26 annual emptyings of bins from single family households.
1.400
1.200
1.000
1.282
1.085
1.049
1.249
1.325
1.290
1.180
1.241
1.024
989
1.060
1.025
971
kr/indsamlet ton
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figure D Socio-economic costs (kr./ton of household waste collected) for a mixed catchment area (F-scenarios, see
footnote 21 ).
20 If a municipality has only 26 annual emptyings of a larger sized bin containing all the residual waste from a
single family household (i.e. an economically more optimized collection system inthe current situation), a
corresponding baseline scenario would be about 300 kr. /ton of collected residual waste cheaper than the
baseline scenario in this report, and thus be comparable to the costs connected to scenario 7. It should be noted
that whether the baseline scenario have 26 or 52 annual emptyings, the scenario will not be able to meet the
requirement of EU waste directive demanding minimum 50 % recycling of the household waste fractions: paper,
metal, plastic and glass (under the given assumptions of household waste generation and collection efficiency).
21 The private cost assessment of the AD plants assumes that these plants pay 100 kr. /ton for the pre-treated
source separated organic household waste pulp without impurities (equivalent to the socio- economic value of
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
27

Scenarios having increased recycling can in relation to socio-economic costs be divided into 2
groups. The socio-economically most advantageous group include Scenario 7 (the cheapest of all
scenarios including also the baseline scenario) as well as scenarios 2A, 2F, 5 and 6. Scenarios, 2z,
3A, 3F, 3Z, and 4 are - together with scenario 1(baseline scenario) - all more expensive.
The high cost of scenarios 3A, 3F and 4 are due to the application of 4-compartment bins in single
family households for collection of many source-separated materials. By reducing the collection
frequency further or by changing the 4-compartment bin to two 2-compartment bins , the costs may
be reduced significantly to a level, which can be compared with the scenarios in the cheapest group
and lower than the baseline scenario. For scenario 2Z and 3Z, the relatively high costs are
associated to the optical bag sorting facility. This system opens for reduced collection cost from
single family households but not from multi-storey households, and the cost of the mixed
catchment area will thus overall be higher. 22
Scenarios 2A, 2F, 5, 6 and 7 have all lower costs than the other scenarios analyzed as the collection
costs for single family households are optimized with 26 + 13 emptyings per year and with cheaper
bins than the 4-compartment container. Furthermore, large-scale operation advantages are
expected for the central sorting facility in scenarios 5, 6 and 7 with a capacity of waste
corresponding to 1 million households (same as four catchment areas of each 250,000 households).
Sensitivity analyzes show that the scenarios with centralised sorting still have economic costs at a
lower level than the most expensive scenarios (incl. the baseline scenario) in case the sorting plant
capacity was adapted to cover one catchment area only of 250,000 households.
In scenarios 1, 4 and 7, organic household waste is not source separated for subsequent treatment in
an AD facility. Instead the organic fraction is incinerated. The waste handling systems in scenarios
4 and 7 are - except from source separation of organic waste - directly comparable with scenarios
3A-3F and scenarios 6A-6F. When comparing these scenarios the total economic scenario costs
appear to be approx. 55-90 kr. /collected tonnes lower for incineration than for source separation
and anaerobic digestion of the organic waste fraction.
The fiscal effect of the scenarios having increased recycling are limited to an annual loss of 0 - 10
million DKK. for one catchment area (250,000 households) compared to the baseline scenario. This
is primarily due to the fact that taxation of waste incineration is related to both combustion of the
waste and to energy production, and it is thus possible to achieve a high degree of fiscal equality
with other means of electricity and heat production (e.g. power plants).. Recycling instead of energy
utilization of household waste results in lower tax revenues from waste incineration plants, which to
some extent are offset by tax revenue from the increase in other heat and power production
installations (depending on assumptions concerning efficiency of the energy plants substituting
energy production from incineration of household waste). Energy production from anaerobic
digestion is not subject to taxation but receives financial support through PSO payments which are
not counted as state fiscal effect. The magnitude of this is 4-5 million kr. for one catchment area
(250,000 households).
the pulp with this pre-treatment). If manure-based AD facilities instead receive the pulp at for example kr. 0, the
F scenarios should add about 20-25 kr. /ton collected household waste in total.
22
The economic assessment generally do not include other benefits, such as increased convenience,
additional opportunities for improved collection efficiency, separation of several waste fractions or cheaper
collection from multi-storey households.
28 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Private costs
The impacts on private costs depend on how the financing and cost recovery is provided in the
different scenarios. According to the current waste regulation, the households' payment (user
charge) for collection and treatment of residual waste and separately collected waste fractions
should reflect only the cost of each collection and treatment system, meaning that the total fee for
each system only covers the municipal costs of this scheme. This includes all costs incurred for
waste management, but it does not include any lost taxes from energy production systems. The
private costs for the household are thus the private costs for thecollectionandtreatment/sorting plus
incineration taxes, subsidies for biogas produktion derived from waste treatment, as well as 25%
VAT on the full cost of the entire scenario (the private costs incl. tax is thus difficult to compare with
the socio-economic costs).
kr/husstand/år
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Enfamilieboliger Etageboliger Alle boliger
Figure E
Private costs for households (DKK / year per household) for the different scenarios (costs cannot be
compared with household waste user cherages, which include more services than analyzed in this report)
Figure E shows the total costs per household per year in each analysed scenario. For multi-storey
households, scenario costs are in the range of 660 to 970 kr. /household, while the corresponding
range for single family households is 1,200 to 1,530 kr. /household. Involving only the mixed
catchment area only the scenario costs having increased recycling are up to 209 DKK. cheaper per
household per year compared to the baseline scenario.
The private costs assessment shows that the baseline scenario is more expensive than most other
scenarios. Scenarios 3A, 3F and 4 having 4-compartment bins for single family households,
however, are more expensive than the baseline scenario for single family households. This is
reflected in the costs for the mixed catchment area. 23
For single family households the scenarios 2, 5, 6 and 7 are - with respect to private costs -
comparable respectively cheaper than the baseline scenario. This also applies to the mixed
catchment (scenario 2z with optical bag sorting is however more expensive for multi-storey
households than the baseline scenario, but not more expensive for the mixed catchment area) .
23 Socio-economic sensitivity analyzes of the collection part of scenarios 3 and 4 shows that further optimization
of collection schemes with modified bins and emptying frequency can provide savings that make these scenarios
cheaper than the baseline scenario.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
29

The conclusion which can be drawn is, that it is posssible to achieve a significantly higher recycling
of various waste fractions from household waste compared to the current sitution in many Danish
Municipalities without increasing the costs (e.g. scenarios 5, 6 and 7 compared to the baseline
scenario). Source separation of organic household waste with subsequent anaerobic digestion and
use for agricultural purposes can be compared to incineration of the same waste fraction by
comparing scenarios 6 and 7. Scenarios having anaerobic digestion are with respect to private costs
overall comparable to incineration as the difference of 9-23 kr. /household - mixed catchment with
bboth type of households (equivalent to 1-2%) is well within the uncertainty of data.
Economic evaluation based on selected themes
Collection
Collection costs including bin purchase and collection constitute by far the largest share of the total
scenario costs. Collection of many source separated materials (e.g. in 4-compartment bins) is with
the assumptions applied somewhat more expensive than collection of source segregated materials
with subsequent central sorting. This is mainly due to the market value of the recyclable materials,
which is significantly higher for fine sorted materials from a central sorting facility than for source
separated single fractions which are not separated into single polymer types and specific metals.
Other assumptions concerning e.g. choice of bin (e.g. two 2-compartment bin instead of one 4-
compartment bin and lower collection frequency) can significantly reduce the collection costs.
Sensitivity analyzes show however that these cost reductions, , are not quite sufficient to make
scenarios with source separation as attractive as scenarios with source segregation and subsequent
central sorting. However, source separation of many materials at single family households might be
an acceptable solution provided that specific conditions in a given waste catchment area can justify
this (including alternative and optimized choice of bins and collection frequency), or if no central
sorting facility is available for treatment of the source segragated materials.
Treatment
The economic costs of anaerobic digestion depend on both the cost of the AD plant and of the
alternative treatment which in this case is a waste incineration plant. The calculated costs of waste
incineration depend on a large number of technical factors (e.g. water content of the waste, flue gas
emission and energy utilisation) and are expected to vary from plant to plant.
A key assumption in the socio-economic calculations is that the capacity of the waste sorting plants
in scenarios 5, 6 and 7 correspond to the waste generated from 1 million households (this
corresponds to 4 catchment areas).For the scenarios with the Aikan biogastechnology, the amount
of organic waste corresponds to waste from ½ million households (being 2 catchment areas). If the
treatment capacity for these plants in stead is designed for a mixed catchment area with 250,000
households , this will result in increased total scenario cost of approx. 43 DKK. /ton of waste
collected for scenarios with central sorting of both source segregated materials and dry residual
waste, This increase will be approx. 33 DKK. /ton of waste collected in case central sorting of the
source segregated materials alone was carried out. In addition, all scenarios with Aikan plants have
additional costs of approx. 25 DKK. /ton of waste collected in case of having the reduced treatment
capacity (250,000 households only).
30 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

These relatively small, additional socio-economic costs of the entire scenario conceals significant
private costs differences for the individual treatment plants.. The savings having large-scale sorting
plants for source segregated materials and dry residue are 88 DKK. /ton input at plant (total
savings of 4 catchment areas is approx. 28 million DKK. /year). Saving associated with large-scale
sorting facilities for source segregated materials only is approx. 632 DKK. /ton input at plant (total
saving for 4 catchment aress is approx. 25 million DKK. /year). Saving in large-scale Aikan facility is
approx. 65 DKK. /ton input of organic waste (total savings of 2 catchment areas are approx. 5
million DKK. /year). Increased transport to large-scale facilities is not included in the above unit
costs and is therefore not included in the private costs or socio-economic performance.
Sale of recyclable materials and energy
Changed market prices for separately collected waste fractions for recycling and the energy
produced influence the results significantly.This counts especially for the scenarios having the
highest recycling rate and highest waste incineration respectively (though less for scenarios 3 and 4
having source separation without central fine sorting, as market prices for mixed plastics and mixed
metal are significantly lower than market prices for fine sorted plastic and fine sorted metal). A
doubling of market prices thus reduces the socio-economic costs by approximately 30% for the
scenarios 5 and 7, but only about 10% for the baseline scenario. However, the ranking of the
scenarios is not changed.
Overall Assessment
Recycling rates
Scenarios having no source separation of organic waste have less than 30 % recycling, while
scenarios having source separation of organic waste and central sorting of both source segregated
materials and dry residual achieve the highest recycling rates of at least 55% (measured as a
percentage of the total amount of household waste being incinerated and the separately collected
fractions being recycled).
Environmental Assessment
No specific scenario can be considered the best with respect to all the analysed environmental
impact categories, and in general, the differences in environmental impact are small given the
conditionsfor the assessment.
With regard to the greenhouse effect, the baseline scenario provides the least environmental saving,
while scenarios having high material recycling rates provide more environmental savings (approx.
19 % better compared to the baseline scenario). This is primarily due to recycling of paper, which in
terms of weight represents a large proportion of the household waste.
Source separation and anaerobic digestion of organic waste through manure-based AD facilities do
not result in any significant environmental savings in terms of greenhouse effect compared to
incineration of this fraction. Considering the environmental impact category "nutrient enrichment",
incineration is slightly better. Calculations show that the use of agricultural compost/digestate from
anaerobic treatment of source separated organic waste from the entire Denmark would result in
recirculation of approx. 650 tonnes of phosphorus annually.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
31

Socio-economics
It is possible to increase recycling rates significantly without increasing the private costs or socioeconomic
costs. This however requires a coordinated approach for handling all fractions of
household waste where focus is put on synergies having an integrated collection and
tretment/sorting solution and at the same time optimizing the collection schemes. The conclusion
will be strenghtened by expected economies of scale benefits, which are achieved in scenarios 5A-F.
These scenarios also result in higher recycling rates than scenarios 2A-F having no central sorting.
Scenarios having recycling of source separated organic household waste can result in higher socioeconomic
costs of approx. 55-90 kr./ton of collected household waste . This is conditioned that the
capacity of the incineration plant scan be fully utilised. However, most of the scenarios having
source separation of organic waste do not result in increased socio-economic costs compared to the
baseline scenario.
Central sorting of source segregated materials in large-scale facilities results in the largest socioeconomic
savings compared to the baseline scenario.This is due to collection costs can be kept at a
low level as well as the fact that the high market prices of fine sorted materials can pay for the extra
cost of central sorting.
Optical bag sorting can be socio-economically favourable for single family households as this
enables savings in collection costs even with ambitious recycling targets. However, for multi-storey
hosueholds the bag sorting system does not result in savings in collection costs.
Source separation and segregation in separate bins is socio- economically overall equal for typical
multi-storey households (where space allows for source separation/segregation in kitchens and
backyards), as the additional cost of separate collection is very small for multi-storey households.
For single family households, source segregation of dry materials is significantly cheaper than
source separation which requiresmore bins and more expensive bins and/or more emptyings or
more expensive costs per emptying.
Private costs
Increased recycling of dry materials results in decreased tax proceeeds from "waste generated heat
tax" which, however, is offset by higher tax proceeeds from the CHP plants that substitutes the
missing heat from the waste incineration plants. The total fiscale effect loss is estimated to approx.
10 million. kr. /year for thecatchment area.It however depends on the actual waste incinerators and
power plants in operation.
AD plants are exempted from tax on waste generated heat and thus the source separation and
anaerobic digestion of organic household waste will result in a proceedsprovenue-loss estimated to
approx. 4 million kr. /year for the catchment area. The tax exemption results in almost same private
costs for anaerobic digestion and waste incineration (assuming full competition on the reception
and digestion of organic household waste). The subsidies for AD plants are financed through the
PSO schemes. The grant provided for scenarios having source separation of organic waste is
calculated to approx. 4.5 million kr. /year for a catchment area.
Highly efficient systems for recycling of materials from household waste can be implemented
without additional costs compared to the typical current situation in many municipalities. Scenarios
5, 6 and 7 with central sorting are the cheapest solutions and almost economically equal no matter
the organic fraction is anaerobic digested or incinerated.
The findings of this report will form part in the preparation of the Danish national waste
management planning. At the same time the report will act as an "inspirational catalogue" when
preparing the municipal waste management plans. It is important to note that the performed
scenario assessments - involving the described pre-conditions and the conclusions drawn - cover
only the parameters Recycling rates achieved, Environmental impacts, Socio- economics/Private
costs. The results of the analysis can to some extent be transferred to existing local conditions.
32 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

However, a precise analysis of a specific catchment area should be based on the actual geography,
waste composition, heat supply, inter municipal cooperation opportunities, housing structure,
service to the citizens, and requests/targets for resource savings, etc.
The assessment and conclusions of this report do not include the following aspects, all of which may
be important for specific choice of solutions: Adaption and synergy of waste solutions with for
example the energy sector or the agricultural sector, The different applications of the energy forms
and flexible energy system, or Resource Scarcity as a specific priority,Service to the citizens,
Technical flexibility of selected technologies/equipment for collection and processing, Ability to use
existing treatment plants in operation, System flexibility with e.g. a step-wise expansion, effective
economical realisation of economies of scale,.
The report must be read and the conclusions interpreted based on these boundary conditions and
assumptions.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
33

1. Indledning
1.1. Baggrund
I Danmark bortskaffes hovedparten af dagrenovationen i dag på affaldsforbrændingsanlæg, hvorved
der produceres elektricitet og varme. Der er imidlertid et stort potentiale for at øge genanvendelsen
af materialeressourcerne i dagrenovationen, da dagrenovationen bl.a. indeholder organisk affald
samt materialeressourcerne papir, pap, metal og plast.
Affaldshierarkiet tager da også udgangspunkt i, at genanvendelse har forrang for nyttiggørelse, hvor
energien i affaldet udnyttes ved f.eks. forbrænding. Tilsvarende har materiale- og
energinyttiggørelse forrang over ”kun” energinyttiggørelse. Med principperne i affaldshierarkiet
følger derfor også, at hvis affaldsforbrænding skal anvendes i Danmark i samme omfang fremover,
skal denne løsning dokumenteres som værende bedre ud fra livscyklusbetragtninger baseret på
aktuelle analyser af miljømæssige konsekvenser af valg mellem behandlingsformer for de
affaldstyper, der udgør væsentlige dele af dagrenovationen 24 .
En national satsning på øget genanvendelse og materialenyttiggørelse er i overensstemmelse med
grundelementerne i den danske affaldspolitik, der bl.a. fokuserer på at forebygge miljøpåvirkninger
og tab af ressourcer, hvis livscyklusvurderinger viser, at det er miljømæssigt ligeværdigt eller en
fordel, og dette i øvrigt står mål med de samfundsmæssige omkostninger, der måtte følge med.
Dertil kommer et politisk ønske om at understøtte en udvikling af danske teknologier med
arbejdsplads- og eksportpotentiale, samt sikre fremtidige energi- og materialeressourcer til
fastholdelse af dansk produktion og velfærd.
En national satsning er også i overensstemmelse med linjerne i den europæiske politik på området.
Således er der i affaldsdirektivet opstillet mål for genanvendelse af husholdningsaffald, som
dagrenovation er en stor del af, ligesom der i emballagedirektivet er opstillet mål for genanvendelse
af emballageaffald, som bl.a. findes i dagrenovation. Der er desuden overvejelser i gang om at
opstille EU-mål for genanvendelse af bioaffald, som også omfatter det organiske affald i
dagrenovation 25 . Endelig arbejdes der i forskellige EU-strategier og -tiltag med at understøtte
genanvendelse af materialeressourcerne i affald 26 .
Miljøstyrelsen gennemførte i 2003 en samfundsøkonomisk analyse af øget genanvendelse af
organisk dagrenovation. Analysens konklusion var dengang, at det ikke samfundsøkonomisk kunne
betale sig at genanvende organisk dagrenovation i forhold til at forbrænde det. Siden 2003 har man
i forskellige sammenhænge arbejdet med at optimere indsamling og sortering af en række
fraktioner af dagrenovationen og forbehandling af den organiske dagrenovation. Nye opgørelser
baseret på erfaringstal fra en række kommuner, revurdering af indsamlingseffektivitet samt større
oplande giver derfor anledning til at revurdere både de miljømæssige og samfundsøkonomiske
konsekvenser ved øget genanvendelse af dagrenovation.
24
Miljøbeskyttelsesloven, § 6.
25
Bioaffald: Bionedbrydeligt have-park-affald, mad- og køkkenaffald fra husholdninger, restauranter, cateringfirmaer og
detailforretninger samt lignende affald fra fødevareforarbejdningsvirksomheder (jf. Bekendtgørelse om affald nr. 1415 fra 2011).
26
Her kan bl.a. nævnes ”Flagskibsinitiativet Et Ressourceeffektivt Europa” under Europa 2020-strategien fra 2011 og den
tilknyttede ”Køreplan til et ressourceeffektivt Europa”, ”Temastrategi for affaldsforebyggelse og genanvendelse” fra 2005,
Kommissionens ’Handlingsplan for bæredygtigt forbrug, bæredygtig produktion og en bæredygtig industripolitik’ fra 2008 og
kommissionens meddelelse om ’Råstofinitiativet – opfyldelse af vores kritiske behov for vækst og arbejdspladser i Europa’ fra
2008.
34 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

1.2. Formål
Det overordnede formål med projektet er at belyse miljømæssige og samfundsøkonomiske forhold
for at øge genanvendelse/materialenyttiggørelsen for de affaldsfraktioner i den del af
dagrenovation, som i dag forbrændes.
For at kunne vurdere dette, skal det i projektet afklares, om en række skitserede
indsamlingsordninger og behandlingsteknologier kan øge genanvendelse af forskellige fraktioner i
dansk dagrenovation på en samfundsøkonomisk effektiv måde.
Projektet skal derfor opgøre miljøkonsekvenserne og de samlede samfundsøkonomiske
konsekvenser for en række forskellige scenarier for øget genanvendelse af dagrenovation.
Miljøkonsekvenserne skal opgøres på basis af en livscyklusvurdering (LCA), mens de
samfundsøkonomiske konsekvenser skal opgøres ud fra budget- og velfærdsøkonomiske
vurderinger. Miljøkonsekvenserne er jf. udbudsmaterialet defineret ud fra en international
afgrænsning. 27
Som supplerende resultatet vil projektet give indsigt i, hvordan yderligere implementering af kendte
indsamlingsordninger og behandlingsteknologier kan være med til at understøtte intentionerne i de
europæiske strategier og planer om fokus på øget materialegenanvendelse.
1.3. Reviewproces
Miljøstyrelsen har ønsket en relativt omfattende reviewproces af projektet. Den gennemførte
reviewproces bestod af 4 trin fordelt over hele projektforløbet og var opdelt i hhv. LCA og
samfundsøkonomi.
Trin 1 indeholdt en gennemgang af formål og afgrænsning, herunder valg af databaser og
beskrivelse af scenarier.
Trin 2 blev gennemført i forbindelse med afslutning af dataindsamling, herunder valg af
følsomhedsanalyser.
Trin 3 indeholdt en gennemgang af 1. udkast til rapport, mens trin 4 var en gennemgang af den
endelige rapport efter tilretning af rapporten ud fra af review kommentarerne i trin 3.
Ved hvert trin i reviewprocessen fremsendte projektgruppen materiale til reviewer, der herefter
returnerede kommentarer til Miljøstyrelsen og projektgruppen. Projektgruppen svarede på review
med et kort notat, der blev drøftet med Miljøstyrelsen. De punkter, som der var enighed om at rette
til efter reviewers anvisning, blev tilrettet undervejs i projektet. Review 4 er vedlagt som bilag til
rapporten (Bilag 13 og 14 for hhv. samfundsøkonomi og LCA), således at reviewers holdning til det
færdige produkt (og projektgruppen/Miljøstyrelsens eventuelle replikker til dette) klart fremgår.
Review af LCA delen af projektet er foretaget af Anders Chr. Schmidt og Nanja Hedal Kløverpris fra
Force Technology, mens review af den samfundsøkonomiske del af projektet er foretaget af
Flemming Møller, Institut for Miljøvidenskab (Systemanalyse), Aarhus Universitet.
27
Dette giver anledning til en uoverensstemmelse med gængs praksis for velfærdsøkonomiske analyser, hvor der kun tages
hensyn til nationale effekter. Anlæg beliggende i Danmark er værdisat ved hjælp af et omkostningsestimat, mens værdien af
genanvendelse af indsamlede og sorterede materialer er fastsat ud fra indsamlede markedspriser. Den internationale
afgrænsning af miljøeffekter er således ikke fuldstændigt kompatibel med den nationale afgrænsning af velfærdsøkonomiske
effekter.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
35

2. Systembeskrivelse
De modellerede systemer starter ved affaldsgenereringen i husholdningerne, dvs. at
miljøpåvirkninger fra produktionssystemet (produktion af varer mm) ikke indgår. Derefter sker
indsamling, transport og bearbejdning af affaldet. Slutdeponering af eventuelle restprodukter fra
behandlingen samt affaldssystemets udveksling af materialer og energi med det omliggende
produktionssystem er ligeledes en del af systemet. 28
Energi- og ressourceforbrug til at drive samtlige behandlingsteknologier er inkluderet, og det
samme er emissioner fra teknologierne. Indsamling og transport er ligeledes inkluderet, både fra
indsamlingssteder til behandlingsanlæg, og for restprodukter videre transport til diverse
genvindingsanlæg. Desuden er transport inkluderet i en række af de eksterne processer, dvs.
processer som leverer materialer eller energi til affaldssystemet, men som ikke udgør en egentlig del
af affaldssystemet.
Opførelse af anlæg er medtaget i økonomivurderingen, men ikke i miljøvurderingen, idet disse
parametre vurderes at være mindre væsentlige for LCA’ens resultater mht. forskelle mellem de
opstillede scenarier. Behandling af restprodukter fra affaldsforbrænding er inkluderet i
miljøvurderingen. Røggasrensningsprodukter bliver deponeret og slaggen benyttes i de fleste
tilfælde til vejbygning.
De modellerede systemer baseres som udgangspunkt på Miljøstyrelsens notat "Idékatalog til øget
genanvendelse af dagrenovation - sortering i to eller flere fraktioner" (2010), idet datagrundlaget er
tilpasset i forhold til nye data mv. Med Idékataloget følger en række scenarier for øget
genanvendelse af dagrenovation, der danner grundlag for scenarieopbygningen i dette projekt. De
valgte scenarier repræsenterer således et basisscenarie samt en række scenarier med øget
genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald.
Scenarie 1 afspejler den situation, som vurderes lige netop at kunne opfylde den danske
affaldslovgivnings krav (pr januar 2012) med hensyn til genanvendelse, men scenariet må formodes
ikke at kunne opfylde genanvendelseskravene for 2020 i EU s affaldsdirektiv. De øvrige scenarier er
konstrueret med henblik på at øge genanvendelseaf papir/pap/plast/metal/organisk affald i
dagrenovation ved anvendelse af forskellige systemer. Et af formålene med analyserne er således
også at afdække de miljømæssige og samfundsøkonomiske konsekvenser af Danmarks
forpligtigelser i henhold til EUs genanvendelseskrav.
Således belyser scenarierne 2-4 forskellige grader af øget kildesortering af en eller flere af de nævnte
genanvendelige fraktioner indsamlet separat, mens scenarierne 5-7 belyser øget kildeopdeling
(indsamling af flere genanvendelige og kildesorterede materialer blandet sammen med
efterfølgende central sortering) af pap, plast og metal samtidig med øget kildesortering af papir og
organisk affald. Ved udsortering af organisk dagrenovation indgår behandling på både Aikanbiogasteknologi
og gyllebaserede biogasfællesanlæg. Som et alternativ til kildesortering i
flerrumsbeholdere regnes på brug af central optisk posesortering efter kildesortering i forskelligt
farvede poser placeret i én beholder. Genanvendelse af glas er i alle scenarier baseret på udstrakt
anvendelse af kubeordninger. Denne løsning er valgt fordi en kubeordning er cost-effektiv med en
samtidig høj indsamlingseffektivitet.
28
Undtaget herfra er den velfærdsøkonomiske vurdering af værdien af indsamlede og sorterede materialer, som er værdisat ved
hjælp af prisestimater frem for en vurdering af omkostningen ved oparbejdning af materialerne til en kvalitet der er
sammenlignelig med virgine materialer.
36 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Nedenstående tabel viser en oversigt over de scenarier, der indgår i vurderingen.
TABEL 1
OVERBLIK OVER 7 SCENARIER, INKLUSIV VARIANTER (BIOGASANLÆG OG POSESORTERING)
Projektets scenarie
nr. 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z
Beskrivelse
Basis
2
spande
AIKAN
Kildesortering, få
2
spande
Biogasf.
Posesor
t.
AIKAN
4-
kammer
AIKAN
Kildesortering, mange
4-
kammer,
Biogasf.
Henteordninger Kun rest 3 delt 6 delt
Kildesorterede Ingen Papir Papir
fraktioner i Organisk Pap
beholdere ved
Plast
husstande
Metal
Organisk
Kubeordninger Glas og papir Glas Glas
Central sortering
Kildeopdelte
fraktioner - - -
Tør rest - - -
Solgte materialer
Kildesorteret X X
Finsorteret - -
Forbrænding
Tør rest X X X
Våd rest X - -
Projektets scenarie
nr.
Beskrivelse
Posesort.
AIKAN
4 5A 5F 6A 6F 7
Kildesort.,
mange, 4-
kammer
Central sortering af Central sortering af materialer
materialer og tør rest
AIKAN Biogasf. AIKAN Biogasf. Ej
bio.beh.
Henteordninger 5 delt Kildeopdelt og -sorteret
Kildesorterede Papir Papir Papir Papir
fraktioner i Pap Organisk Organisk
beholdere ved
Plast
Husstande
Metal
Kildeopdelte
fraktioner Pap Pap Pap
i beholdere ved Plast Plast Plast
Husstande Metal Metal Metal
Kubeordninger Glas Glas Glas Glas
Central sortering
Kildeopdelte
fraktioner - X X X
Tør rest - X - -
Solgte materialer
Kildesorteret
X
Finsorteret - X X X
Forbrænding
Tør rest X Sorteret rest X X
Våd rest X - - X
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
37

2.1. Affaldsmængder og sammensætning
Der tages udgangspunkt i den affaldssammensætning, som er beskrevet i Tabel 2 og uddybet i Bilag
2. Affaldets sammensætning varierer i forhold til boligtype, dvs. at både mængden og andelen af de
forskellige fraktioner er forskellig alt efter om der er tale om enfamilieboliger eller etageboliger. Der
regnes som udgangspunkt med et opland på 250.000 boliger, heraf 150.000 enfamilieboliger og
100.000 etageboliger, men beregningerne foretages ligeledes for hhv. 250.000 enfamilieboliger og
250.000 etageboliger. Dette svarer til et indbyggerantal på mellem 500 - 550.000, eller 1/10 del af
den samlede befolkning i Danmark
Nedenstående tabel viser affaldsmængder og sammensætning for de to boligtyper for
kombinationen af 150.000 enfamilieboliger og 100.000 etageboliger.
TABEL 2
ÅRLIGE AFFALDSMÆNGDER OG OVERORDNET SAMMENSÆTNING FOR 250.000 HUSSTANDE,
BESTÅENDE AF 150.000ENFAMILIEBOLIGER OG 100.000 ETAGEBOLIGER.
Papir Pap Plast Metal Glas Biologisk Rest I alt
Enfamilie (kg/hush) 162 25 38 19 38 302 135 720
Etage (kg/hush) 161 28 33 16 33 218 122 611
150.000 Enfamilie (ton) 24.320 3.783 5.684 2.896 5.638 45.373 20.234 107.928
100.000 Etage (ton) 16.122 2.751 3.306 1.562 3.308 21.807 12.244 61.100
Alle (ton/år) 40.442 6.534 8.990 4.458 8.946 67.180 32.478 169.028
Data er baseret på husstandsstørrelser med samme gennemsnitlige indbyggerantal i hhv.
enfamilieboliger (2,45 personer/husstand) og etageboliger (1,9 personer pr husstand) som på
landsplan (jf. Danmarks Statistik). Affaldssammensætningen er nærmere beskrevet i Bilag 2.
Til miljøvurderingen opdeles affaldet i de 48 fraktioner, som indgår i EASEWASTE (Kirkeby et al,
2006).
2.2. Indsamlingsordninger
Indsamlingsordningerne i de respektive scenarier er beskrevet i Bilag 4. Indsamlingsordningerne vil
være forskellige for enfamilieboliger og etageboliger, og nedenstående beskrivelse er derfor opdelt
efter disse to boligtyper.
2.2.1. Indsamlingseffektiviteter
Tabel 3 viser indsamlingseffektiviteterne for hhv. enfamilie og etageboliger i de opstillede scenarier.
Indsamlingseffektiviteten er et udtryk for hvor stor en andel af den respektive affaldsfraktion, der
antages indsamlet til genanvendelse. Tabellen viser, at der udsorteres væsentligt større mængder
genanvendelige materialer ved husstandsindsamling (henteordningerne i scenarie 2-7) end ved
ordninger baseret på kuber og genbrugsstationer (bringeordninger i scenarie 1) og at der generelt
kan forventes lavere udsortering fra etageboliger end fra enfamilieboliger.
De angivne indsamlingseffektiviteter er baserede på konkrete danske undersøgelser for papir, plast,
metal, glas og organisk affald suppleret med vurderinger af tilsvarende effektiviteter for
genanvendelige materialer fra udenlandske affaldssystemer. Baggrunden for fastsættelse af
indsamlingseffektiviteter er beskrevet i Bilag 3.
38 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 3
ANVENDTE INDSAMLINGSEFFEKTIVITETER (JF. TABEL 9 OG10. I BILAGSRAPPORTENS BILAG 3).
Glas Papir Papir Pap/ Plast, Plast, Metal, Metal, Org.
karton emb. andet emb. andet
Kuber
(bringeordning)
Beholder ved husstandene
(henteordning)
Enfamilieboliger 72 % 58 % 90 % 60 % 45 % 30 % 60 % 50 % 75 %
Etageboliger 72 % 52 % 70 % 50 % 25 % 15 % 50 % 40 % 50 %
Indsamlingseffektiviteten angiver, hvor stor en andel af potentialet i dagrenovationen (inkl.
kildesorterede genanvendelige materialer) der indsamles i den givne ordning. Hvor intet andet er
angivet, gælder indsamlingseffektiviteten husstandsindsamling (kildesortering, kildeopdeling og
posesortering).
2.2.2. Beholdere til indsamling
Valget af beholdere skal afspejle en omkostningseffektiv imødekommelse af indsamlingssystemets
behov.
For enfamilieboliger arbejdes i scenarierne med forskellige kombinationer af 1, 2 og 4-
kammerbeholdere. Disse beholdere kan have forskellig størrelse og tømningsfrekvens, der skal
tilpasses de enkelte fraktioner. For etageboliger er indsamlingsmateriellet 660 og 400 liter
minicontainere. Glas indsamles i alle scenarier for begge boligtyper i kuber.
Tabel 4 giver en oversigt over valget af beholdere i de forskellige scenarier.
TABEL 4
VALG AF BEHOLDERE I SCENARIERNE
Scenario 1
Scenario 2 A+F
Scenario 3 A+F
Scenario 4
Scenario 5 A+F
Scenario 6 A+F
Scenario 7
Enfamliehuse
Etageboliger
Papir Materialer Rest / org. Papir Materialer Bio Rest
Kube 140L 1rum Kube 660L
140L 1 rum 240L 2rum 660L 400L 660L
370L 4rum 240L 2rum 660L 660L* 400L 660L
370L 4rum 240L 1 rum 660L 660L* 660L
240L 2rum 240L 2rum 660L 660L 400L 660L
240L 2rum 240L 2rum 660L 660L 400L 660L
240L 2rum 240L 1rum 660L 660L 660L
Scenario 2Z 240L 1rum 660L 1rum
Scenario 3Z 240L 1rum 660L 1rum
*) metal dog 400L
Enfamiliehuse
I basisscenariet tages udgangspunkt i en 140 liter beholder med ugetømning, da dette er et meget
almindeligt udgangspunkt i danske kommuner i dag. Andre ordninger med andet materiel og evt.
også tømningsfrekvens forefindes. Denne indsamling ændres i alle andre scenarier til 14-dages
tømning af en 240 liters beholder (to-delt ved separat indsamling af organisk dagrenovation). Dette
kan gøres fordi de der i tillæg til indsamling af organisk fraktion og restaffald også indføres ordning
for indsamling af genanvendelige materialer som beskrevet nedenfor.
"Materialer" inkluderer i scenarierne pap/karton, plast og metal. I Scenarie 3A, 3F og 4 indsamles
disse i hvert sit rum i en 370 liter 4-kammer beholder, hvor papiret er i det 4. rum.
I scenarie 5A, 5F, 6A, 6F og 7 indsamles genanvendelige materialer i en todelt 240 liter beholder
med papir i det ene rum og pap/karton, plast og metal i det andet.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
39

Det antages, at indsamling til optisk posesortering er baseret på en 240 liter beholder med 14 dages
tømning.
Etageboliger
For etageboliger anvendes 660 liters minicontainere til de fleste fraktioner. Dog anvendes 400 liters
minicontainere til organisk dagrenovation og metal.
Tømningsomkostningerne udgør den største del af indsamlingsomkostningerne, og derfor er det
omkostningseffektivt at have så få tømninger som overhovedet muligt. Det er således for
enfamiliehuse søgt at optimere beholderstørrelsen i forhold til 14-dages tømning for rest og
organisk, mens der som udgangspunkt tømmes hver 4. uge for materialer (hvilket er den for
øjeblikket mest anvendte hyppighed for materialebeholdere).
For etageboliger optimeres indsamlingen ved at justere på antallet af familier per beholder, sådan at
tømningsvolumenet bliver så ens som muligt på tværs af scenarierne.De valgte tømningsfrekvenser
fremgår af Tabel 5. I forhold til organisk affald kan det overvejes at indføre ekstratømninger i
sommermånederne for at undgå lugtgener.
TABEL 5
TØMNINGSFREKVENSER (ANTAL/ÅR).
Enfamliehuse
Etageboliger
Papir Materialer Org Rest Papir Materialer Org Rest
Scenario 1 52 52
Scenario 2 A+F 13 26 26 26 52 52
Scenario 3 A+F 13 13 26 26 26 52 52 52
Scenario 4 13 13 26 26 52 52
Scenario 5 A+F 13 13 26 26 26 26 52 52
Scenario 6 A+F 13 13 26 26 26 26 52 52
Scenario 7 13 13 26 26 26 52
Scenario 2Z 26 52
Scenario 3Z 26 52
Note: Glaskuber er ikke vist, men her tømmes hver uge i alle scenarier.
For kubeordninger og etageboliger er det mest omkostningseffektivt at fylde beholderne så meget
op som muligt (med forbehold for at der skal være ekstra plads nok til at undgå lejlighedsvis
overfyldning). Der er en naturlig sammenhæng mellem tømningsfrekvenser og deling af beholdere,
idet en halvering af tømningsfrekvensen alt andet lige vil give anledning til en halvering af antallet
af husstande som kan dele beholderen. Antagelserne om beholderdeling fremgår af nedenstående
tabel.
40 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 6
DELING AF BEHOLDERE (HUSSTANDE/BEHOLDER).
Deling af beholdere Enfamliehuse Etageboliger
husstande/beholder Papir Materialer Biologisk Rest Papir Materialer Biologisk Rest
Scenario 1 1 7
Scenario 2A+F 1 1 1 15 8 8
Scenario 3A+F 1 1 1 1 15 43 9 9
Scenario 4 1 1 1 15 43 8
Scenario 5A+F 1 1 1 1 15 22 9 9
Scenario 6A+F 1 1 1 1 15 22 9 9
Scenario 7 1 1 1 15 22 8
Scenario 2Z 1 1 1 1 6 6 6 6
Scenario 3Z 1 1 1 1 6 6 6 6
Note: Glaskuber er ikke vist, men her deles 200 husholdninger om hver kube på 2000 liter i alle scenarier
De valgte antagelser omkring tømningsfrekvens og deling af beholdere giver, sammen med
antagelserne om husstandenes affaldsgenerering anledning til en beregning af tømningsvolumenet
for de enkelte beholdere i hvert enkelt scenarie. For at behandle scenarierne lige, bør beholderne
have omtrent samme fyldningsgrad på tværs af scenarierne. Hvis enkeltscenarier havde en større
fyldningsgrad end andre, ville dette scenarie blive økonomisk mere fordelagtigt end de andre, siden
indsamlingsomkostningerne udgør en meget væsentlig del af de samlede omkostninger.
2.2.3. Poseforbrug
Forbruget af plastposer varierer mellem scenarierne. Det skyldes at kildesortering (uden optisk
sortering) og kildeopdeling af materialer er forudsat at ske uden brug af (plast-) poser (herved
undgås behov for poseopriver på sorteringsanlæg). Hvis materialerne ikke udsorteres fylder deres
volumen i restposen, og der vil derfor være et større forbrug af restposer i scenarier uden
kildesortering sortering af materialer. Skønnet poseforbrug fremgår af Tabel 7.
TABEL 7
SKØNNET POSEFORBRUG PER SCENARIE.
Antal poser/uge/husstand Plast Omkostning
Papir Materialer Bio Rest I alt kg/år Kr./ton
Scenario 1 0 0 0 7 7 3,6 162
Scenario 2A, 2F, 3A, 3F, 4, 5A, 5F, 6A, 6F, 7 0 0 2 3 5 2,6 115
Scenario 2Z 2 0 2 4 8 6,2 185
Scenario 3Z 2 1 2 3 8 6,2 185
Scenarierne med posesortering hvor alt affald skal pakkes i poser har skønsmæssigt ansat 8
poser/uge,. Scenarie 1 har en pose mindre, som afspejler den del af papiret som bringes til kuber.
De øvrige scenarier har 5 poser, idet udsortering af yderligere papir og materialer antages at frigøre
2 poser per uge. Det er forudsat at poser koster 30 øre/stk. og vejer 10 gram/stk. Poser til
posesortering er 50 % tykkere og vejer derfor 15 g/stk., men er antaget at have samme pris.
2.3. Transport
Som udgangspunkt anvendes tre lastbiltyper i vurderingen. En komprimatorvogn til indsamling af
affaldet ved husstandene, en lastbil med grab til tømning af kuber, og en lastbil til lange transporter.
Omkostningerne til komprimatorvognen (uanset antal rum i vognen) samt grabvognen er sat til 0
kr., da denne del af indsamlingsomkostningerne regnes under tømningspriserne (jf. Tabel 8).
Scenarierne er forudsat at foregå i 2020, og derfor er det antaget, at lastbilerne alle opfylder EURO
VI normerne for udledninger fra dieselkøretøjer.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
41

TABEL 8
ØKONOMI FOR LASTBILTYPER.
Norm
km/l Kr./km Kr./time
Komp.vogn EURO VI 3,48 0* 0*
Grab vogn EURO VI 3,48 0* 0*
Lastbil EURO VI 3,48 2,65 353
Kilde: Alternative Drivmidler version 2.0, Energistyrelsen (2012) og Transportøkonomiske Enhedspriser, juli
2010, DTU Transport (2010)
*: indgår i tømningspriserne
Transportomkostninger og -udledninger per ton affald for de forskellige transportstrækninger for
affaldet bestemmes af lastbilens omkostninger og emissioner per kilometer, læsstørrelsen og
afstanden. Ved tømning indgår en nærtransport på 10-15 km som i praksis er indregnet i
tømningsprisen. Ved fjerntransport indgår en tidsafhængig omkostningskomponent som kan
bestemmes via en forudsat gennemsnitshastighed. Disse antagelser er gengivet for lange
transporter til behandlingsanlæg henholdsvis "genanvendelsesfabrikker" i Tabel 9 og Tabel 10.
Eksternaliteter fra uheld, støj og vejslid opgøres af DTU Transport (2010) til 2,43 kr./km i 2012
prisniveau.
TABEL 9
LÆSSTØRRELSER OG FJERNTRANSPORTAFSTANDE - STORSKALA BEHANDLINGSANLÆG.
Omkostning Læsstørrelse Fart Afstand
kr/ton ton/læs km/h (km)
Fra kuber til balletering 9,57 18 60 20
Fra kuber ej til balletering 9,57 18 60 20
Fra boliger til posesortering 0,00* 10 50 0*
Fra boliger til tør restsortering 23,38 25 50 60
Fra boliger til sortering af kildeopdelt 44,97 13 50 60
Fra boliger til biobehandling** 39,03 10 50 40
Fra boliger til forbrænding 19,60 10 50 20
Fra boliger til balletering 19,60 10 50 20
*) indgår via tømningspriserne
**) gælder begge typer biobehandlingsanlæg idet evt. forbehandling af kildesorteret organisk
dagrenovation (KOD) (ved anvendelse af skruepresse) antages at foregå samme sted som
bioforgasning
42 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 10
LÆSSTØRRELSER OG AFSTANDE - "GENVINDINGSFABRIKKER".
Destination 1 Afstand 1 Læsstørrelse 1 Gns. fart
sted km ton/læs km/t
Digestat/kompost fra
Landbrug Danmark 30 20 60
bioforgasning
Papir/aviser Papirfabrik Sverige 365 25 80
Pap Papirfabrik Sverige 410 18 80
Plast - LDPE Granulat Tyskland 230 18 80
Plast - HDPE Granulat Tyskland 230 18 80
Plast - PP Granulat Tyskland 230 18 80
Plast - PS Granulat Tyskland 230 18 80
PET Granulat Tyskland 230 18 80
Blandet plast Plastsorterer Tyskland 230 18 80
Aluminium Alu. værk Sverige 400 25 80
Fe-Metal Stålværk Sverige 500 25 80
Kommune jern 2) Metal genindv. Odense 70 25 60
Glas
Reiling A/S
(Holmegaard)
Danmark 200 25 80
1) Destination, afstande og læsstørrelse er skønnet af COWI ud fra oplysninger modtaget fra
"Materialehandlere". Afstand er angivet som enkeltafstand idet der regnes med at returtransport foregår med
anden vare. 2) Ved kommune jern forstås blandet metal.
2.4. Behandling af affaldet og dets strømme
2.4.1. Sortering - forbehandling
Som det fremgår af ovenstående tabeller vil en del af det indsamlede affald skulle sorteres. Dette
gælder for sortering af de kildeopdelte materialer (Scenarie 5, 6 og 7), for sortering af restaffaldet
(Scenarie 5) og for affald indsamlet i poser til optisk sortering (Scenarie 2Z og 3Z). Nedenstående
tabel viser de antagne sorteringseffektiviteter på disse sorteringsanlæg. Effektiviteterne viser, hvor
stor en del af det indkomne affald, der ender som genanvendelige materialer (papir, pap/karton,
plast, metal og glas). De angivne sorteringseffektiviteter for materialer er baseret på erfaringer fra
udenlandske fuldskalaanlæg, se uddybning i Bilag 5.
TABEL 11
SORTERINGSEFFEKTIVITETER FOR SORTERINGSANLÆG.
Papir Pap Plast Metal Glas Org.
Central materialesortering n/a 85 % 85 % 95 % n/a n/a
Central tør rest sortering 35 % 50 % 40 % 75 % 40 % n/a
Optisk posesortering 95 % 95 % 95 % 95 % n/a 95 %
På biogasanlæggene foregår der også en forbehandling med henblik på at trække urenheder i den
kildesorterede organiske fraktion ud før de organiske materialer tilføres bioforgasningsenhederne.
Papir, pap, plast, metal og glas optræder som urenheder i den organiske fraktion. Det er vigtigt, at
disse og andre urenheder frasorteres for at sikre en stabil drift af biogasanlægget. Biogasfællesanlægget
er især følsomt overfor urenheder. Erfaringer fra Danmark og Sverige viser følgende:
1. På Aikan-anlægget frasorteres ca. 75 % af urenhederne og ca. 5 % af den organiske fraktion
i forbehandlingen. Dvs. bioforgasningsenheden tilføres 95 % af den kildesorterede
organiske fraktion, eller 90 % af den tilførte mængde KOD (der antages en forudgående
god kildesortering).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
43

2. På biogasfællesanlægget frasorteres ca. 100 % af urenhederne og ca. 20 % af den organiske
fraktion i forbehandlingen. Dvs. bioforgasningsenheden tilføres i dette tilfælde 80 % af den
kildesorterede organiske fraktion, eller 75 % af den tilførte mængde KOD (jf. svenske
erfaringer, se Bernstad et al. (2012)):
2.4.2. Behandling
Nedenfor er angivet de teknologier til behandling/sortering, der indgår i de forskellige scenarier.
Mere detaljerede beskrivelse af teknologierne kan ses i Bilag 5. Desuden indgår detaljer omkring
anlæggene i kapitel 5 (miljødata) og kapitel om økonomidata, kapitel 8.4 . Teknologier til
oparbejdning til ny råvare (f.eks. jernværk, papirfabrik eller plastgranulatanlæg) indgår ikke direkte
i den økonomiske analyse, idet disse anlæg er udenfor det betragtede håndteringssystem
Der arbejdes med Best Available Technology, hvor det er muligt, men der foretages generelt ikke
fremskrivninger i anlæggenes fremtidige formåen ud fra en antagelse om, at BAT i dag vil være
gængs teknologi i 2020. Der arbejdes endvidere med barmarksanlæg, dvs. nye anlæg som tilpasses
affaldssystem og mulig oplandsstørrelse.
Oplandsstørrelsen er dog fleksibel i forhold til anlægsstørrelser, sådan at tilførsel af samme type
affald fra andre oplande (eller af sammenligneligt erhvervsaffald fra samme opland) kan gøre, at
man kan opnå fornuftige skalafordele for de enkelte behandlingsanlæg. Dette diskuteres nærmere i
kapitel 2.6.4 og i kapitel 8.4.
Balleteringsanlæg af papir (44.000 t/år) – storskala svarende til ca. 1,3 x opland
Sorteringsanlæg, kildeopdelte materialer (40.000 t/år) –storskala svarende til 4 x opland
Sorteringsanlæg, kildeopdelte materialer og tør rest (40.000 + 280.000t/år) – storskala
svarende til 4 x opland
Posesortering, 3 farver poser (162.500 t/år) - tilpasset ét opland
Posesortering, 6 farver poser (162.500 t/år) - tilpasset ét opland
Aikan-anlæg (80.000 t/år) – storskala svarende til 2 x opland
Biogasfællesanlæg (150.000 t/år, inklusiv alle affaldsstrømme) - tilpasset ét opland
Affaldsforbrændingsanlæg (200.000 t/år) – storskala svarende til ca. 1,5 x – 3 x opland
afhængigt af scenariet
2.5. Substitution
2.5.1. Energisubstitution
En af de største miljøpåvirkninger i håndteringen af dagrenovation sker via påvirkningen af
energisystemet. Det skyldes, at en stor del af affaldet i dag nyttiggøres i energiproduktion ved f.eks.
affaldsforbrænding eller biogasproduktion.
Øget produktionen af el og fjernvarme på affaldsforbrændingsanlæg betyder, at en tilsvarende
energimængde ikke skal produceres på andre anlæg. Man taler derfor om, at affaldsvarme og -el
"fortrænger" el og varme fra andre anlæg. Dette kan være en miljømæssig fordel, særligt når der
fortrænges energiproduktion baseret på fossile brændsler. Tilsvarende vil en lavere
energiproduktion fra affaldsforbrænding medføre, at andre energiproducerende anlæg må øge
deres el- og varmeproduktion, hvilket medfører en øget miljøbelastning.
Det kan være meget kompliceret at udpege "den marginale energiproducerende teknologi" (især
mht. varme), da dette afhænger af omstændighederne omkring de helt konkrete affaldsanlæg,
fjernvarmenet og energiproducerende anlæg.
Det er i denne rapport valgt at tage udgangspunkt i følgende forudsætninger baseret på
Energistyrelsen (2011):
44 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

1 Den marginale elproduktion i 2020 antages at bestå af 91 % kul (primært kondensværker), 5 %
naturgas og 4 % olie (baseret på Energistyrelsens seneste fremskrivning 29 ).
2 Marginal varmeproduktion antages at svare til den gennemsnitlige varmeproduktion i 2020
(Energistyrelsens fremskrivning).
3 Biogas fra affald forudsættes anvendt på lokal biogasmotor med produktion (og fuld
udnyttelse) af el og varme.
Det er i denne sammenhæng vigtigt at understrege at forudsætningen om at den marginale varme
kan beskrives ved landsgennemsnittet ikke er et udtryk for en afvigelse fra den marginale tankegang
i konsekvens LCA. Det er blot en følge af, at det ikke umiddelbart har været muligt at definere "den
sande" marginale varme på basis af Danmarks ca. 400 fjernvarmenet.
2.5.2. Substitution på landbrugsjord
Det er forudsat, at kompost og restprodukt fra biogasanlæg anvendes på landbrugsjord og delvist
erstatter NPK gødning (forskellig substitutionsgrad i forhold til næringsstoffernes tilgængelighed i
de organiske gødninger). Desuden medfører anvendelsen af de organiske restprodukter et lavere
dieselforbrug til jordbearbejdning (Bruun et al, 2012)
2.6. Følsomhedsanalyser
Der er lavet følsomhedsanalyser på en række forudsætninger. De parametre, der er udvalgt til
følsomhedsanalyserne, er behæftet med en vis usikkerhed samtidig med, at de har potentielt stor
indflydelse på resultaterne. I det følgende beskrives, hvilke følsomhedsanalyser der er foretaget for
at belyse robustheden af resultaterne mht. både økonomi og miljø.
En del af følsomhedsanalyserne påvirker både de økonomiske og miljømæssige resultater, mens
andre kun påvirker den ene vurdering.
2.6.1. Indsamlingseffektiviteter (økonomi)
Betydningen af de indsamlingseffektiviteter, der er størst usikkerhed omkring, belyses ved en
følsomhedsanalyse. Indsamlingseffektiviteterne ændres i følsomhedsanalysen i forhold til Tabel 12.
TABEL 12
ÆNDRINGER I INDSAMLINGSEFFEKTIVITERNE FRA HOVEDANTAGELSE TIL FØLSOMHED.
(INDSAMLINGSEFFEKTIVITETERNE ANTAGES AT VÆRE IDENTISKE FOR KILDESORTERING, KILDEOPDELING OG
INDSAMLING TIL POSESORTERING).
Plast, Plast, Metal, Metal, Organisk
emballage andet emballage andet
Enfamilieboliger
Hovedantagelse 45 % 30 % 60 % 50 % 75 %
Følsomhed 60 % 40 % 80 % 60 % 65 %
Etageboliger Hovedantagelse 25 % 15 % 50 % 40 % 50 %
Følsomhed 40 % 30 % 60 % 40 % 40 %
29
Personlig kommunikation med Sigurd Lauge Petersen, Energistyrelsen, 30/4-2012
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
45

2.6.2. Tømningsfrekvenser (økonomi)
Tømningsomkostningerne, dvs. afhentningen af beholdere ved husstanden, udgør den væsentligste
del af de samlede omkostninger til håndtering af dagrenovation. Derfor er det årlige antal
tømninger meget afgørende for den samlede håndteringsomkostning. I tømningsprisen indgår
nærtransport til behandlingsanlæg (ca. 10 - 15 km).
Der er en vis usikkerhed på hvorvidt det vil være nødvendigt at tømme 4-kammer beholderen hver
4. uge. Skøn af affaldsmængder sammenholdt med volumen indikerer, at det vil være muligt at
anvende en lavere indsamlingsfrekvens. Der er derfor lavet en følsomhedsanalyse på tømning af 4-
kammerholderne hver 8. uge i stedet for hver 4.
2.6.3. Beholdervalg (økonomi)
Der laves følsomhed på beholdervalget til scenarierne med kildesortering af mange fraktioner (3 og
4), således at der i stedet for en 370 liters 4-kammer beholder anvendes 2 240 liters to-delte
beholdere.
2.6.4. Skalafordele af anlæg (økonomi)
Kapaciteten for behandlingsanlæggene kan have afgørende betydning for økonomien i anlægget og
dermed behandlingsprisen (skalafordele). I hovedscenarierne er der regnet med anlægskapaciteter
der er tilstrækkeligt store til at høste rimelige skalafordele. For det centrale sorteringsanlæg og
Aikan-anlægget er disse kapaciteter langt større end de affaldsmængder, som genereres i oplandet.
Sorteringsanlægget har således en kapacitet der er 4 gange den producerede input mængde fra
oplandet på 250.000 husstande (altså et opland på ca. 1 mio. husstande). For Aikan-anlæggets
vedkommende har det 2 gange den nødvendige kapacitet (altså et opland på ca. 500.000
husstande). Der henvises til kapitel 9.3 for yderligere forklaringer.
Da det er en meget væsentlig forudsætning for konklusionerne i dette projekt, at der kan etableres
anlæg i denne størrelsesorden, laves en følsomhedsanalyse med anlægsstørrelser for Aikan- og
central sorteringsanlæg der passer til det givne opland på 250.000 husstande.
En forudsætning for at realisere storskala løsningerne er enten
1. at der etableres samarbejder på tværs af affaldsselskaber og/eller kommuner
2. at der etableres offentlig-private samarbejder
3. at der etableres private anlæg som kan garanteres tilstrækkeligt store affaldsmængder i
tilstrækkelig lang tid
2.6.5. Energieffektivitet på affaldsforbrændingsanlæg (miljø og økonomi)
Der er en del usikkerhed omkring hvilken energieffektivitet det vil være realistisk at forvente af et
forbrændingsanlæg anno 2020. Der er derfor gennemført en følsomhedsanalyse på dette.
Energieffektiviteten, der i hovedscenariet er antaget at være 22 % el og 73 % varme, sættes i
følsomhedsanalysen til hhv. 26 % og 71 %.
2.6.6. Allokering af omkostninger til forbrænding (økonomi)
Affald til forbrænding har forskellig brændværdi, bl.a. pga. varierende vandindhold, afhængig af
scenarie. Dette skyldes, at sammensætningen af affald til forbrænding afhænger af det affald
(mængder og sammensætning), der udsorteres til genanvendelse. Dette har betydning for den
velfærdsøkonomiske omkostning til forbrænding, fordi energi- og vandindhold påvirker mængden
af røggas, som er en afgørende dimensionerende faktor for indretningen af forbrændingsanlæg. En
ændret affaldssammensætning giver således anledning til ændret dimensionering af centrale dele af
forbrændingsanlæggets maskineri, såsom røggasrensningsanlæg, kedel, turbiner og ventilation m.fl.
Fordi der i denne analyse arbejdes med en antagelse om barmarksanlæg, vil der i princippet være
tale om at forbrændingsanlæggene i forhold til røggasudvikling er dimensioneret lidt forskelligt på
tværs af scenarier. Dog fastholdes kapacitetsantagelsen om 200.000 tons affald/år.
46 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

I hovedscenarierne allokeres omkostningerne ved forbrænding med 60 % efter energiindholdet i
affaldet (GJ) og 40 % efter den behandlede affaldsmængde (tons) – se nærmere forklaring i afsnit
8.4.1. Der laves en følsomhedsanalyse, hvor omkostningerne udelukkende allokeres i forhold til
affaldsmængde (tons).
2.6.7. Forbehandling og biogasproduktion på biogasanlæg (miljø og økonomi)
Frasorteringen i forbehandlingen inden biogasfællesanlægget afhænger en del af kvaliteten af det
kildesorterede organiske affald. Jo flere urenheder, jo mere frasorteres, hvilket også betyder større
tab af organisk materiale. Som udgangspunkt for biogasfællesanlægget er antaget en frasortering af
20 % af den organiske fraktion og 100 % af alle øvrige fraktioner. Dette giver anledning til at i alt
cirka 25 % af den indkommende affaldsmængde (bestående af ca. 18 % organisk materiale og 7 %
urenheder) frasorteres.
På Aikan-anlægget er frasorteringen i hovedscenariet 5 % af den organiske fraktion og 75 % af de
øvrige fraktioner. Dette giver knapt ca. 10 % af det indsamlede affald (bestående af 5 % organisk og
5 % urenheder). Det skønnes ikke realistisk at sætte denne procentsats lavere, idet forudsætninger
med frasortering af ”kun” 10 % kræver en rimelig god kildesortering. Lavere frasortering kendes fra
systemer med kildesortering i papirsposer og meget god information og opfølgning (f.eks.
Grindsted), men i nærværende projekt regnes med sortering i plastposer.
Aikan-anlægget udnytter en relativt lille andel af biogaspotentialet i affaldet (60 Nm3 CH4/ton
forbehandlet affald). Der laves en følsomhedsanalyse på opnåelse af et højere metanudbytte (70
Nm3 CH4/ton forbehandlet affald).
I hovedscenariet anvendes et metanudbytte fra biogasfællesanlægget på 83 Nm3 CH4/ton
forbehandlet affald. Da dette vurderes at være relativt højt, er der ikke lavet følsomhedsanalyse på
et endnu højere metanudbytte fra biogasfællesanlægget.
2.6.8. Sammenligning af anvendelse af digestat/kompost fra biogasanlæg med
svinegylle (miljø)
Denne følsomhedsanalyse sammenligner effekterne af anvendelse af forskellige organiske
gødninger på landbrugsjord. Formålet med sammenligningen er at illustrere hvorvidt miljøeffekter
såsom øget udvaskning af næringsstoffer til overfladevand er væsentligt værre fra bioforgasset
organisk dagrenovation end fra f.eks. gylle.
Denne følsomhedsanalyse kan ikke gennemføres indenfor rammerne af en konsekvens LCA, da
bioforgasset organisk dagrenovation ikke reelt vil erstatte gylle (der blot vil blive udbragt på en
anden mark og i sidste ende erstatte kunstgødning). Sammenligningen kan heller ikke laves
indenfor de opstillede scenarier, men laves for én hektar landbrugsjord. Resultaterne afrapporteres
i Bilag 10.
2.6.9. Opgradering til naturgasnet i stedet for lokal produktion af el og varme
(miljø og økonomi)
Det er forudsat at biogas anvendes til energiproduktion på en gasmotor med produktion og fuld
afsætning af el og varme. Der laves følsomhedsanalyse på opgradering af biogassen til
naturgaskvalitet og afsætning via naturgasnettet (distributionsnettet), hvorved naturgas
substitueres 1:1 på energiindhold.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
47

2.6.10. Marginal elproduktion (miljø)
Den marginale elproduktion har stor indvirkning på miljøeffekterne. I hovedscenariet anvendes
Energistyrelsens seneste fremskrivning, hvor el hovedsageligt produceres ud fra kul, men da
udviklingen i energisystemet i fremtiden er relativt usikker, foretages en følsomhedsanalyse på
denne parameter. I følsomhedsanalysen anvendes elektricitet produceret på naturgas som marginal
el.
2.6.11. Biomasse som begrænset ressource (miljø)
Biomasse betragtes som en begrænset ressource ved modellering af affaldssystemet. Denne
forudsætning bygger på en forventet udvikling hen imod et fossilfrit samfund, som vil øget presset
på de eksisterende biomasseressourcer.
Anvendelse af antagelse om biomassebegrænsning i konsekvens-LCA vil medføre, at genanvendelse
af papir og pap frigiver biomasse (træ) til energiproduktion på et biomasseanlæg, hvilket i yderste
led i energisystemet vil medføre et mindre forbrug af fossile brændsler. Genindvindingsprocessen
godskrives derfor de miljømæssige besparelser fra undgået produktion af energi ud fra fossile
brændsler, men tilskrives ligeledes de miljømæssige omkostninger ved energiproduktion fra
biomasse. Dette har især betydning for drivhuseffekten, da biomasse som brændsel regnes som
næsten CO2-neutral. CO2 besparelsen er således væsentlig større for genanvendelse af papir og pap,
når biomasse betragtes som begrænset.
Der gennemføres en følsomhedsanalyse, hvor biomasse ikke betragtes som en begrænset ressource.
2.6.12. Energi- og råvarepriser (økonomi)
En kritisk forudsætning for samfundsøkonomien er råvare- og energipriser. Ved øget dansk
genanvendelse trækkes materialer væk fra forbrænding, og den mindre produktion af el og varme
skal derfor erstattes af andre brændsler. Indtægterne fra salg af materialer skal derfor bl.a. holdes
op i mod øgede udgifter til disse andre brændsler.
Erfaringer viser, at de reale brændsels- og materialepriser gennem de sidste 50-60 år har svinget
mellem omkring -50 til +100 % af de gennemsnitlige priser afhængigt af internationale
konjunkturer og forhold mellem udbud og efterspørgsel (se her afsnit 8.3). Indenfor de sidste 10 år
har der været en stigende tendens. Om dette har noget med tiltagende resurseknaphed på visse
råmaterialer eller om det blot er som led i den sædvanlige fluktuation kan kun fremtiden vise.
Der laves derfor følsomhedsanalyser på -50 og +100 % af de nuværende energi- og råvarepriser
både separat (enten høje råvare- eller energipriser) og en kombination (høje priser for begge dele).
2.6.13. Kvotepriser og diskonteringsrate (økonomi)
Værdisættelsen for CO2 ændres i en følsomhedsanalyse fra 300 kr./ton (2020 kvotepris jf.
Energistyrelsen 2011 inkl. NAF) til 500 kr./ton.
Ligeledes laves følsomhedsanalyse på diskonteringsraten, der ændres fra 5 % til 3 %.
48 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

3. Affaldsstrømme,
genanvendelse og
ressourcer
I dette kapitel gennemgås de beregnede affaldsstrømme, og den heraf resulterende andel af affaldet
som sorteres til genanvendelse og som faktisk genanvendes. Endvidere præsenteres en beskrivelse
af forbruget af udvalgte ressourcer.
3.1. Affaldsstrømme
På baggrund af antagelserne om indsamlingseffektiviteter er det beregnet hvilke mængder
husstandene sorterer til hhv. genanvendelse som materialer, organisk affald til biologisk behandling
og genanvendelse (materialenyttiggøres) som digestat/kompost samt restbehandling på
forbrændingsanlæg. Nedenstående tabel viser indsamlingen af affald i forhold til formålet med
slutbehandlingen. Det betyder at fejlsorteringer f.eks. tør rest i affaldet til biologisk behandling også
medtælles her som indsamlet til genanvendelse.
TABEL 13
AFFALD INDSAMLET, 1000 TON/ÅR FOR 150.000 ENFAMLIEHUSE+100.000 ETAGEBOLIGER.
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Genanvendelse 28,9 39,6 39,6 39,6 48,9 48,9 48,9 48,9 67,0 67,0 48,9 48,9 48,9
Biologisk behandling 0,0 44,9 44,9 44,9 44,9 44,9 44,9 0,0 44,9 44,9 44,9 44,9 0,0
Forbrænding 140 84,5 84,5 84,5 75,2 75,2 75,2 120,1 57,1 57,1 75,2 75,2 120,1
Indsamlet i alt 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169
Note: I indsamlet til genanvendelse regnes kun de fraktioner med, som rent faktisk er egnet til genanvendelse i
den pågældende spand. Fejlsorteringer regnes således ikke med, og tør rest medregnes heller ikke.
På baggrund af antagelserne om sorteringseffektiviteter på anlæggene kan beregnes hvor meget
affald der rent faktisk genanvendes som materialer, organisk affald som behandles biologisk og
genanvendes som kompost samt forbrændes. Nedenstående tabel viser den del af affaldet som
faktisk genanvendes, samt det der forbrændes. Her viser tallene altså den del af affaldet som faktisk
genanvendes som materialer.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
49

TABEL 14
AFFALD BEHANDLET, 1000 T/ÅR 30 .
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Kildesorteret til 25,2 34,3 34,3 6,4 42,4 42,4 6,4 42,4 39,6 39,6 39,6 39,6 39,6
genanvendelse
Posesorteret til 0,0 0,0 0,0 26,5 0,0 0,0 34,2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
genanvendelse
Tør rest sorteret til 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 5,3 5,3 0,0 0,0 0,0
genanvendelse
Kildeopdelt og 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 5,4 5,4 2,8 2,8 2,8
sorteret
Genanvendt
3,3 3,3 3,3 3,3 1,5 1,5 1,6 1,5 0,5 0,5 1,6 1,6 1,6
slaggemetal
Biologisk
0,0 43,1 35,9 40,9 43,1 35,9 40,9 0,0 43,1 35,9 43,1 35,9 0,0
behandling
Forbrænding 140 88 95 92 82 89 86 125 75 82 82 89 125
Behandlet i alt 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169 169
Affaldsstrømmene i de enkelte scenarier omfatter mange affaldsstrømme til forskellige typer
affaldsbehandling. For at lette overblikket, er affaldsstrømmen i hvert scenarie illustreret ved et
flowdiagram som vist i figurerne nedenfor. Af pladshensyn er kun gengivet scenarie 3A og scenarie
5A nedenfor, men i Bilag 4 er gengivet diagrammer for alle 13 scenarier beregnet i denne rapport.
Figur 1 Diagram over affaldsstrømme, scenarie 3A (250.000 BLANDEDE BOLIGER). Note: Tallene for balletering
og direkte afsætning angiver faktisk genanvendte materailer (dog ikke korrigeret for frasortering i forbindelse med
materialegenindvinding).
Diagrammerne angiver affaldsgenerering, sortering og behandlingsform. Sortering kan være både
central sortering og posesortering. I Basisscenariet og scenarie 2 indleveres også affald på
genbrugsstationer (pap, plast og metal), mens glas afleveres i kuber i alle scenarier.
30
For at totalen for behandlet skal svare til totalen for indsamlet indeholder tallet for forbrænding ikke udsorteret slaggemetal.
Tallene for sorteret til genanvendelse er korrigeret for evt. senere frasortering af uegnede materialer. Denne frasorterede
mængde er medregnet under forbrænding, selvom forbrændingen af denne mængde ikke nødvendigvis foregår i Danmark.
50 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Figur 2 Diagram over affaldsstrømme, scenarie 5A (250.000 BLANDEDE BOLIGER). Note: Tallene for balletering
og direkte afsætning angiver faktisk genanvendte materailer (dog ikke korrigeret for frasortering i forbindelse med
materialegenindvinding).
3.2. Genanvendelsesprocenter
De forskellige scenarier medfører forskellig grad af genanvendelse for genanvendelige materialer og
organisk affald. Dette påvirker genanvendelsesprocenterne for de enkelte scenarier. Der opgøres to
forskellige genanvendelsesprocenter i dette projekt: "Indsamlet til genanvendelse" og den faktisk
genanvendte mængde.
Nedenstående figur viser sammenligningen af de to typer genanvendelsesprocenter.
70%
60%
50%
48%
50%
44%
50%
45%
50%
51%
56%
47%
56%
49%
56%
66%
66%
55%
51%
51%
56%
47%
56%
40%
30%
20%
17%
17%
26%
29%
26%
29%
10%
0%
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Faktisk genanvendt % Indsamlet til genanvendelse %
Figur 3 Sammenligning af genanvendelsesprocenter opgjort for hhv. faktisk genanvendt mængde og "indsamlet til
genanvendelse".
I en følsomhedsanalyse antages, at indsamlingseffektiviteten stiger for metal og plast, mens den
falder for organisk dagrenovation. Dette medfører et overordnet fald i de samlede
genanvendelsesandele for alle scenarier (undtagen scenarierne 4 og 7), da organisk dagrenovation
udgør en stor del af den genanvendte tonnage.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
51

70%
60%
50%
40%
30%
20%
17%
17%
44%
46%
40%
46%
42%
46%
48%
53%
45%
53%
46%
53%
52%
49%
27%
30%
62%
62%
48%
53%
45%
53%
27%
30%
10%
0%
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Faktisk genanvendt % Indsamlet til genanvendelse %
Figur 4 Følsomhedsanalyse (højere kildesorteringefffektivitet for metal og plast og lavere for organisk dagrenovaion)
for Sammenligning af genanvendelsesprocenter opgjort for hhv. faktisk genanvendt mængde og "indsamlet til
genanvendelse".
3.2.1. Genanvendelsesprocenter: Faktisk genanvendt
Den faktisk genanvendte mængde er relevant ved vurdering af miljø- og samfundsøkonomiske
effekter af affaldsbehandling. Her er det nødvendigt at tage hensyn til tab ved forbehandling,
oparbejdning og sortering. Eventuelle urenheder i de kildesorterede fraktioner medregnes ikke i
denne opgørelse. For organisk dagrenovation medregnes den del af det kildesorterede organiske
affald, der tilføres biologisk behandling efter forbehandling (forudsat at restproduktet efterfølgende
anvendes på landbrugsjord eller lignende).
Nedenstående tabel viser genanvendelsesprocenter for den faktisk genanvendte mængde for
scenarierne i rapporten. Den angivne % viser således den andel af den samlede
dagrenovationsmængde der reelt genanvendes. Genanvendelsesprocenten er opgjort for de enkelte
affaldsfraktioner og for den samlede mængde dagrenovation. Den detaljerede opgørelse er baseret
på et opland med 150.000 enfamilieboliger og 100.000 etageboliger, mens der nedenfor er angivet
tilsvarende samlede genanvendelsesprocenter for de "rene" oplande (250.000 hhv. enfamilieboliger
og etageboliger). Da indsamlingseffektiviteterne for etageboliger generelt er lavere end for
enfamilieboliger, er den samlede genanvendelsesprocent lavere for etageboliger end
enfamilieboliger.
52 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 15
GENANVENDELSESPROCENTER (FAKTISK GENANVENDT) FOR DE ENKELTE AFFALDSFRAKTIONER OG
DEN SAMLEDE DAGRENOVATIONSMÆNGDE.
(DEN DETALJEREDE OPGØRELSE ER LAVET FOR ET OPLAND PÅ 150.000 ENFAMILIEBOLIGER OG 100.000
ETAGEBOLIGER, MENS DE TO NEDERSTE LINJER VISER RESULTATERNE FOR DE "RENE" OPLANDE).
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Papir 47 % 70 % 70 % 66 % 70 % 70 % 66 % 70 % 75 % 75 % 70 % 70 % 70 %
Pap 1 1 % 1 % 1 % 1 % 47 % 47 % 45 % 47 % 68 % 68 % 47 % 47 % 47 %
Plast 1 1 % 1 % 1 % 1 % 30 % 30 % 29 % 30 % 55 % 55 % 30 % 30 % 30 %
Metal 1 og 2 75 % 75 % 75 % 75 % 86 % 86 % 85 % 86 % 96 % 96 % 88 % 88 % 88 %
Glas 68 % 68 % 68 % 68 % 68 % 68 % 68 % 68 % 78 % 78 % 68 % 68 % 68 %
Organisk 0 % 64 % 54 % 60 % 64 % 54 % 60 % 0 % 64 % 54 % 64 % 54 % 0 %
Rest 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 %
Total 3) 17 % 48 % 44 % 45 % 51 % 47 % 49 % 26 % 55 % 51 % 51 % 47 % 26 %
Enfamilieboliger 17 % 53 % 48 % 50 % 57 % 52 % 54 % 27 % 60 % 55 % 57 % 52 % 27 %
Etageboliger 17 % 38 % 36 % 37 % 42 % 39 % 40 % 25 % 47 % 45 % 42 % 39 % 25 %
1). I scenarie 1 og 2 indsamles en mindre mængde af disse materialer via genbrugsstation,og disse mængder er
medtaget i genanvendelsesprocenterne (men disse begrænsede mængder fra genbrugsstationen indgår ikke i de
efterfølgende miljøvurderinger, ligesom omkostninger til genbrugsstation ikke er medtaget i
økonomiberegningerne).
2) Indeholder også genanvendt metal fra forbrændingsslagge
3) Genanvendelsesprocent er gennemsnit og gælder for samlede mængde boliger
Indsamling af papir og organisk dagrenovation ved kilden har størst indflydelse på den opnåede
effektivitet i indsamlingen af affald. De andre fraktioner bidrager relativt mindre til den samlede
indsamlingseffektivitet, fordi mængden af disse fraktioner er betydelig mindre end papir og
organisk dagrenovation.
Tabellen viser, at der for det blandede opland kan opnås op til 55 % genanvendelse ved fuld
indsamling af kildeopdelte materialer og central sortering af restaffaldet (Scenarie 5). De øvrige
scenarier med fuld indsamling af genanvendelige materialer og kildesortering af organisk
dagrenovation viser dog også alle omkring 50 % genanvendelse.
Følgende kan aflæses af tabellen:
Kildesortering af organisk affald har stor betydning for den samlede genanvendelse. Scenarierne
uden kildesortering af organisk dagrenovation (scenarie 1, 4 og 7) ligger væsentligt lavere end
de øvrige scenarier (op til 22%-point imellem sammenlignelige scenarier).
Biogasfællesanlæg bidrager med en lidt mindre mængde afsat til genanvendelse fordi der tabes ca.
20 % af den organiske mængde i forbehandlingen.
Kildesortering af papir har ligeledes stor betydning for den samlede genanvendelse.
Kildesortering af flere materialer (pap, plast og metal) har mindre betydning for opnået
genanvendelsesprocent - dog bidrager de til at højne den samlede genanvendelsesprocent
(kildesortering af flere materialer har dog stor betydning for miljø og økonomi)
Tilføjes central sortering af restaffald fra dagrenovationen øges frasorteringen af materialer ca. 4 %-
point yderligere (scenarie 5 i forhold til scenarie 6).
I scenarier med posesortering (2z og 3z) er mængden af materialer afsat til genanvendelse en anelse
lavere end i andre scenarier med tilsvarende udsortering af materialer. Dette skyldes et tab på
5 % af poser med indehold af genanvendelige materialer
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
53

I scenarierne 3 og 4 indsamles kildesorteret blandet plast og kildesorteret blandet metal. Dette
finsorteres ikke på centralt anlæg indenfor det betragtede system. En evt. senere finsortering
tænkes at ville foregå på et privat modtageanlæg uden for det system, som scenarierne dækker. Tab
ved finsortering på sådanne anlæg er medregnet i de i oversigten angivne procenter. Dette tab er sat
til 5 % for metal og 15 % for plast og pap/karton svarende til tab af samme størrelse ved finsortering
i scenarie 6 og 7 på de samme materialer.
Da indsamlingseffektiviteterne for etageboliger generelt er lavere end for enfamilieboliger, er den
samlede genanvendelsesprocent lavere for etageboliger end enfamilieboliger.
3.2.2. Genanvendelsesprocenter: "Indsamlet til genanvendelse"
I forhold til officielle målsætninger omkring genanvendelse i forhold til f.eks. EU, er
genanvendelsesprocenten ifølge Miljøstyrelsen p.t. baseret på en opgørelse af "indsamlet til
genanvendelse", hvilket vil sige den andel af affaldsfraktionen i dagrenovation, der indsamles til
genanvendelse. Efterfølgende tab af materiale ved sortering eller anden forbehandling og
oparbejdning af affaldsmængden indregnes ikke i denne genanvendelsesprocent, der derfor er
højere end procentsatsen for den faktisk genanvendte mængde. Det skal dog nævntes, at de
beregnede genanvendelsesprocenter i nærværende projektet ikke kan sammenlignes med målene i
Emballagedirektivet (som er fælles mål for emballageaffald fra både husholdninger og erhverv) eller
med de fire mulige beregningsmetoder for indberetninger af overholdelse af genanvendelsesmål i
Affaldsdirektivet 31 . I nærværende projekt vurderes mulighederne for at øge den samlede
genanvendelse af de forskellige affaldsfraktioner i dagrenovationen (i forhold til den samlede
mængde af dagrenovation og udsorterede affaldsfraktioner fra dagrenovationen).
I materialeflow beregningerne i dette projekt er urenheder og fejlsorteringer, der måtte findes i de
forskellige kildesorterede/kildeopdelte affaldsfraktioner, ikke medregnet i
genanvendelsesprocenten "indsamlet til genanvendelse". Dette betyder, at den reelt indsamlede og
indvejede mængde af genanvendelige materialer eller organisk affald indeholder disse
urenheder/fejlsorteringer. Det må anses for mest korrekt at den indvejede mængde korrigeres for
indhold af evt. fejlsorteringer ved opgørelse af genanvendelsesprocent for indsamlet til
genanvendelse.
Af den mængde restaffald (tør rest), der i scenarie 5A og 5F går til central sortering, medregnes dog
kun mængden af de centralt udsorterede genanvendelige materialer til "indsamlet til
genanvendelse".
Nedenstående tabel viser genanvendelsesprocenter for "indsamlet til genanvendelse" for
scenarierne i rapporten. Genanvendelsesprocenten er opgjort for de enkelte affaldsfraktioner og for
den samlede mængde dagrenovation. Den detaljerede opgørelse er baseret på et opland med
150.000 enfamilieboliger og 100.000 etageboliger, mens der nedenfor er angivet tilsvarende
samlede genanvendelsesprocenter for de "rene" oplande (250.000 hhv. enfamilieboliger og
etageboliger).
31
Kommissionens afgørelse (2011/753/EU) af 18. november 2011 om fastlæggelse af regler og beregningsmetoder med henblik
på at kontrollere overholdelse af de mål, der er omhandlet i artikel 11, stk2, i Europa-Parlamentets og Rådets direktiv
2008/87/EF.
54 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 16
GENANVENDELSESPROCENTER ("INDSAMLET TIL GENANVENDELSE") FOR DE ENKELTE
AFFALDSFRAKTIONER OG DEN SAMLEDE DAGRENOVATIONSMÆNGDE. DEN DETALJEREDE
OPGØRELSE ER LAVET FOR ET OPLAND PÅ 150.000 ENFAMILIEBOLIGER OG 100.000 ETAGEBOLIGER,
MENS DE TO NEDERSTE LINJER VISER RESULTATERNE FOR DE "RENE" OPLANDE.
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Papir 56 % 82 % 82 % 82 % 82 % 82 % 82 % 82 % 97 % 97 % 82 % 82 % 82 %
Pap 1 1 % 1 % 1 % 1 % 56 % 56 % 56 % 56 % 97 % 97 % 56 % 56 % 56 %
Plast 1 1 % 1 % 1 % 1 % 36 % 36 % 36 % 36 % 97 % 97 % 36 % 36 % 36 %
Metal 1 10 % 10 % 10 % 10 % 54 % 54 % 54 % 54 % 97 % 97 % 54 % 54 % 54 %
Glas 72 % 72 % 72 % 72 % 72 % 72 % 72 % 72 % 97 % 97 % 72 % 72 % 72 %
Organisk 0 % 67 % 67 % 67 % 67 % 67 % 67 % 0 % 67 % 67 % 67 % 67 % 0 %
Rest 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 % 0 %
Total 17 % 50 % 50 % 50 % 56 % 56 % 56 % 29 % 66 % 66 % 56 % 56 % 29 %
Enfamilieboliger 17 % 56 % 56 % 56 % 61 % 61 % 61 % 30 % 69 % 69 % 61 % 61 % 30 %
Etageboliger 18 % 40 % 40 % 40 % 45 % 45 % 45 % 27 % 61 % 61 % 45 % 45 % 27 %
1). I scenarie 1 og 2 indsamles en mindre mængde af disse materialer via genbrugsstation. Mængderne er
medtaget i genanvendelsesprocenterne. Omkostninger til genbrugsstation er dog ikke medtaget i
økonomiberegningerne
Tabellen viser, at genanvendelsesprocenterne for "indsamlet til genanvendelse" er en del højere end
for den faktisk genanvendte mængde. Med denne opgørelse kan der opnås op til 66 %
genanvendelse. De øvrige observationer er uændrede i forhold til genanvendelsesprocenterne for
"faktisk genanvendt" i Tabel 15.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
55

4. Afgrænsning og
udformning af
livscyklusvurderingen
4.1. Formål
Det overordnede formål med LCA-delprojektet er at afdække de miljømæssige forhold, hvis
genanvendelse af organisk dagrenovation, papir, pap, plast, glas og metal fra husholdningerne øges.
Projektet opgør derfor miljøkonsekvenserne for en række forskellige scenarier for øget
genanvendelse af dagrenovation vha. en livscyklusbaseret miljøvurdering (LCA).
Formålet med den miljømæssige del af projektet er at opgøre de potentielle miljøpåvirkninger i en
række scenarier, som inkluderer behandling af restaffald ved affaldsforbrænding, men som udviser
en stigende udsortering af genanvendelsesegnede materialefraktioner - inklusiv kildesorteret
organisk dagrenovation (KOD) - med dertilhørende fald i mængden af restaffald til forbrænding.
Miljøstyrelsen har opstillet 13 scenarier inklusiv et basisscenarium, der alle skal belyses.
Basisscenariet beskriver en situation med minimum genanvendelse stort set kun bestående af glas
og papir (pap, plast og metal fra dagrenovationen bringes i lille mængde til genbrugsplads), hvor
restaffaldet til forbrænding udgør hovedparten af affaldsmængden. I de resterende scenarier
kombineres kildesortering og kildeopdeling af metal, plast, pap med biologisk behandling af den
organiske del af affaldet, og der indgår desuden automatisk centralsortering af kildeopdelte
materialefraktioner såvel som restaffald.
Resultaterne fremstilles samlet for hvert scenarie med udgangspunkt i samlet mængde
dagrenovation fra tre forskellige affaldsoplande:
-ét opland med 250.000 enfamiliehuse
-ét opland med 250.000 etageboliger
-ét opland med 150.000 enfamiliehuse og 100.000 etageboliger
Resultaterne afrapporteres som potentielle miljøpåvirkninger i en række
miljøpåvirkningskategorier og kan anvendes til at rangordne behandlingsalternativerne inden for
disse miljøpåvirkningskategorier. Der benyttes ikke vægtning. Det er derfor kun i det tilfælde, at én
af behandlingsmetoderne er bedre i samtlige miljøpåvirkningskategorier, at denne
behandlingsmetode kan siges at være den bedste løsning overordnet miljømæssigt set.
Miljøvurderingen er udført på basis af oplysninger fra offentlige tilgængelige kilder og en lang
række forudsætninger, der ligger til grund for miljøvurderingen som beskrevet i kapitler 2, 4 og 5
samt bilagene. Ved benyttelse af resultaterne i andre sammenhænge (end f.eks. til national
affaldsplanlægning eller til overordnede retningslinjer for kommunerne) bør man derfor tage
hensyn til eventuelle geografisk og teknologisk baserede forskelle, der må forekomme samt vurdere
de samlede forudsætninger i forhold til et konkret projekt for et specifikt område/kommune.
56 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

4.2. Overordnede principper
Livscyklusvurderingen blev udført som en såkaldt konsekvens-LCA, hvor miljøkonsekvenser af at
ændre systemet, i dette tilfælde implementering af alternative behandlingsmetoder til håndtering af
dagrenovation, blev opgjort. Vigtigt for konsekvens-LCA er benyttelse af marginale procesdata, dvs.
data for de processer, som reelt påvirkes af systemet i stedet for gennemsnitsværdier. Der er derfor i
nærværende projekt benyttet marginale procesdata, hvor det har været muligt.
4.3. Den funktionelle enhed
Den funktionelle enhed defineres som:
Håndtering inklusiv indsamling, transport, behandling og slutdisponering af eventuelle
restprodukter af den samlede årlige dagrenovationsmængde (inklusiv de udsorterede
affaldsfraktioner til genanvendelse/materialenyttiggørelse) fra tre forskellige oplande
med hhv. 250.000 enfamiliehuse, 250.000 etageboliger eller 150.000 enfamiliehuse og
100.000 etageboliger
4.4. Tidshorisont
Udgangspunktet for indsamlingsordninger og behandlingsanlæg er nyt indsamlingsmateriel og
barmarksanlæg samt at energisubstitutionen er baseret på den forventede energisammensætning i
2020. Energidata til brug for modellering af affaldssystemet, bl.a. marginal el og varme, bygger
derfor på publicerede fremskrivninger til 2020 hovedsagelig foretaget med Energistyrelsens
Ramses-model.
Der er således tale om en LCA, der skal beskrive fremtidige tilstande med opførelse af nye anlæg og
med anvendelse af energidata med en tidshorisont fra 2020 og frem. LCA’ens referenceår
fastlægges derfor til 2020. Livscyklusvurderingens resultater antages at være gældende mindst ti år
frem i tiden fra 2020. Dog kan udvikling, som ikke er inkluderet i de anvendte fremskrivninger til
2020, i forbindelse med nye behandlingsteknologier samt ændringer af bagvedliggende systemer,
herunder transport, forbrænding og energisystemer have indflydelse på livscyklusvurderingens
holdbarhed.
Den benyttede LCA-metode integrerer samtlige miljøpåvirkninger inkl. drivhuseffekt over de første
100 år; dette er den tidsperiode, som miljøvurderinger af affaldssystemer normalt dækker (Gentil et
al., 2010).
4.5. Systemgrænser
De modellerede systemer starter ved affaldsgenereringen i husholdningerne, hvor
forbrugsprodukter bliver til affald, dvs. miljøpåvirkninger fra produktionssystemet ikke indgår i
systemet. Derefter sker indsamling, transport og bearbejdning af dagrenovation og de
kildesorterede/kildeopdelte affaldsfraktioner. Disse livscyklusfaser indgår i LCA’en. Slutdeponering
af eventuelle restprodukter fra behandlingen samt affaldssystemets udveksling af materialer og
energi med det omliggende produktionssystem indgår ligeledes i systemet. Figur 5 viser de
processer, som er inkluderet i systemet.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
57

Energiproduktion
Affaldsgenerering Affaldsindsamling
Affaldsbehandling Restprodukter
Genanvendelse
Nye produkter
Figur 5
Systemgrænser for LCA’en, hvor alt indenfor den stiplede firkant er inkluderet.
Energi- og ressourceforbrug til at drive samtlige behandlingsteknologier er inkluderet, og det
samme er emissioner fra teknologierne. Indsamling og transport er ligeledes inkluderet både fra
indsamlingssteder til behandlingsanlæg og for restprodukternes videre transport til diverse
genanvendelsesanlæg og/eller deponi. Desuden er transport inkluderet i en række af de eksterne
processer, dvs. processer som leverer materialer eller energi til affaldssystemet, men som ikke
udgør en egentlig del af affaldssystemet. Der er ikke inkluderet emissioner fra opførelse og
nedrivning af anlæg, idet disse parametre vurderes at være mindre væsentlige for LCA’ens
resultater. Behandling af restprodukter fra affaldsforbrænding er inkluderet i miljøvurderingen.
Røggasrensningsprodukter fra affaldsforbrænding, som indgår i modellering af affaldssystemet,
bliver deponeret, og slaggen benyttes i de fleste tilfælde til vejbygning. Dette modelleres som hhv.
behandling og deponi på Langøya anlægget i Norge for røggasrensningsprodukter og deponi på en
slaggelosseplads for slaggen.
Affaldsgenerering Indsamling
Oparbejdning Avispapir
Træ
Pulp
fremstilling
Avispapir
fremstilling
Energiproduktion
El og varme
fremstilling
Figur 6
Systemgrænser ved antagelse af at biomasse er en begrænset ressource.
Som det ses af Figur 6, er det medtaget som en forudsætning, at biomasse (i dette tilfælde træ) vil
blive en begrænset ressource i fremtiden. Ved genanvendelse af papir og pap undgås processerne i
det stiplede område på figuren og træet kan anvendes til energifremstilling i stedet for. Denne
antagelse støttes af en række undersøgelser; her kan f.eks. nævnes Hedegaard et al. (2008), som
inkluderer en litteraturundersøgelse af biomassebehovet i fremtiden. Konklusionen var, at
mængden af biomasse, som kan produceres i Europa frem mod 2030, er langt mindre end
energibehovet for fossilt brændsel. På den måde vil biomasse blive en begrænset ressource under
forudsætning af, at fossilt brændsel på sigt delvis skal erstattes med CO2-neutrale brændsler
fremstillet af biomasse.
58 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

4.6. Datagrundlag og datakvalitet
Data i nærværende projekt bygger på rapporter og videnskabelige artikler samt DTU Miljøs og
COWIs generelle viden om affaldssystemer, herunder også EASEWASTE-analysemodellen.
Datakilder om bl.a. affaldsmængder, kildesorteringseffektiviteter samt transportafstande samt
hvilke type teknologier, der tænkes af indgå i behandlingssystemet, er beskrevet i detaljer i kapitel 2
”Systembeskrivelse”.
De indsamlede data blev, i det omfang det var muligt, holdt op mod oplysninger fundet i
litteraturen samt DTU Miljøs generelle viden om affaldssystemer og på den måde yderligere
kvalitetssikret. Der blev dog fra Miljøstyrelsen ytret ønske om en mere dybtgående evaluering af
livscyklusopgørelserne af udvalgte processer og teknologier, herunder genanvendelsesprocesser og
de tilhørende processer for produktion af jomfruelige materialer, som for en dels vedkommende
ligger i udlandet se Bilag 7.
4.7. Systemudvidelse/allokering
Da denne rapport benytter konsekvens-LCA tilgangen, er der anvendt udvidelse af
systemgrænserne til at omfatte substitution i stedet for allokering. Det betyder, at affaldssystemet
krediteres for undgåede emissioner, som ellers ville være sket ved produktion uden for
affaldssystemet. Som eksempel kan nævnes to affaldssystemer, som ud fra organisk affald
producerer hhv. energi og kompost og udelukkende energi. Det førstnævnte affaldssystem
fratrækkes emissionerne ved den undgåede marginal energiproduktion og undgået marginale
produktion af konventionel handelsgødning, som komposten erstatter. Det sidstnævnte
affaldssystem fratrækkes alene emissionerne ved den undgåede marginale energiproduktion. På
den måde kan de to systemer sammenlignes på et retfærdigt grundlag. Dette er i tråd med
anbefalingerne i ISO 14044, som anbefaler brug af systemudvidelse.
Når der er tale om, at affaldssystemet substituerer processer med flere outputs, f.eks.
energiproduktion på kraftvarmeværker, er det derimod nødvendigt at allokere emissionerne på
kraftvarmeværket på hhv. el og varme for at kunne beregne miljøeffekterne af substitutionen. Der er
dog her tale om at benytte allokationsmetoden på processer, som ligger udenfor selve
affaldssystemet.
4.8. Kriterier for udeladelse af inputs og outputs
Alle relevante oplysninger fra databaser, artikler, rapporter m.v. er inkluderet i datagrundlaget. Ved
import af data fra eksterne databaser til EASEWASTE-databasen blev grænsen for inkludering af
enkeltstoffer sat til 1 % af den samlede miljøpåvirkning i hver af de undersøgte
miljøpåvirkningskategorier.
4.9. LCA-metode og miljøpåvirkningskategorier
Det overordnede princip bag en livscyklusvurdering er, at man tænker hele servicens livscyklus - i
nærværende rapport håndtering af dagrenovation - ind i opgørelsen af potentielle
miljøpåvirkninger. På den måde kan de væsentligste stadier i processen identificeres. Det viser sig
ofte ved livscyklusvurderinger af affaldssystemer, at de væsentligste miljøpåvirkninger ligger
udenfor de egentlige behandlingsanlæg – i sådanne tilfælde er det afgørende at benytte
livscyklustilgangen for at kunne sammenligne behandlingsmetoder på en rimelig måde.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
59

Livscyklusvurderingen blev udført ifølge UMIP-metoden (Wenzel et al., 1997) med opdaterede
normaliseringsreferencer for 2004 for hele Europa som beskrevet af Laurent et al. (2011). UMIPmetoden
er en dansk metode, som oprindeligt blev udviklet til livscyklusvurderinger af industrielle
produkter, men som i dag også anvendes på blandt andet affaldssystemer.
Emissionerne samles i potentielle miljøpåvirkningskategorier: Drivhuseffekt, ozonlagsnedbrydning,
forsuring, næringsstofbelastning og fotokemisk ozon-dannelse, samt en række toksiske
påvirkningskategorier i form af økotoksicitet til jord og vand og humantoksicitet via jord, vand og
luft. Desuden anvendes kategorierne lagret økotoksicitet i vand og jord samt ødelagte
grundvandsressourcer. Alle emissioner, der bidrager til en påvirkningskategori, adderes vægtet i
forhold til deres belastning og emissionens størrelse og gives samme enhed, som vist i Tabel 17,
anden kolonne.
De potentielle toksiske effekter fordeles til jord-, vand- og luftmiljøet, således at der tages hensyn til
forureningskomponentens endelige destination. På den måde kan en luftemission, udover potentiel
humantoksicitet via luft, give ophav til potentielle effekter via jord og vand ved deposition fra luften.
På tilsvarende måde kan en emission til jordmiljøet, hvis fordampningshastigheden er stor nok,
give anledning til potentielle toksiske effekter via luft.
De potentielle miljøpåvirkninger kan endvidere omregnes for hver af påvirkningskategorierne til en
fælles enhed i form af en personækvivalent (PE), idet de faktiske belastninger divideres med den
gennemsnitlige årlige belastning fra én person – dette kaldes normalisering. Tabel 17 viser de
anvendte normaliseringsreferencer for omregning til personækvivalenter.
Ved normalisering tages der ikke stilling til de enkelte kategoriers relative betydning mht.
miljøpåvirkning. Dette kan i stedet gøres ved en vægtningsprocedure, hvor politisk opstillede mål
for reduktion af bidrag til den pågældende påvirkningskategori afgør emissionens vigtighed – jo
mindre emissionsreduktion, der er opnået i forhold til de politiske mål, desto vigtigere anses
emissionen for at være. I denne rapport benyttes karakterisering (dvs. beregning af kategoriindikatorresultater,
hvor påvirkningsbidragene fra hver enkel emission kvantificeres og summeres
inden for hver påvirkningskategori) og normalisering (dvs. beregning af størrelsen af kategoriindikatorresultater
i forhold til referenceværdier), men ikke vægtning, da denne procedure er
forbundet med stor usikkerhed, og i henhold til ISO 14040-standarderne ikke må udføres i en
sammenlignende LCA-rapport, der er offentligt tilgængelig.
For det andet bør påvirkningskategorierne ikke tillægges samme betydning. De ikke-toksiske
påvirkningskategorier, som der internationalt er konsensus om – både mht. beregningsmetode og
størrelsen af normaliseringsreferencen - bør tillægges større betydning end de toksiske
påvirkningskategorier, som igen bør have forrang for de ”andre” kategorier, hvis udbredelse i LCAafrapporteringer
pt. er mere begrænset. Dette afspejler sig i nærværende rapport bl.a. i, at
resultaterne for ikke-toksisk, toksiske og ”andre” påvirkningskategorier vises i forskellige figurer
med de ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger placeret først i teksten.
60 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 17
NORMALISERINGSREFERENCER FOR DE INKLUDEREDE MILJØPÅVIRKNINGSKATEGORIER.
Potentielle miljøeffekter Enhed Vigtige stoffer, som
bidrager til
miljøeffekt
#Personækvivalentenhed/person
per år
(normaliseringsreference)
Drivhuseffekt kg CO2-ækv. CO2, CH4, N2O, CO 7730
Forsuring kg SO2-ækv. SO2, NOx, NH3 54,8
Næringssaltbelastning kg NO3-ækv. NO3, NOx, NH3, PO4 45,9
Fotokemisk ozondannelse kg C2H4-ækv. VOC 13,4
(smog)
Ozonnedbrydning kg CFC11-ækv. CFC-gasser 0,0205
Human toksicitet via luft m 3 luft VOC 3,58 * 10 10
Human toksicitet via vand m 3 vand Tungmetaller, 4,72* 10 4
Dioxin
Human toksicitet via jord m 3 jord Tungmetaller, VOC 8060
Økotoksicitet vand kronisk m 3 vand PAH, Tungmetaller 2,96* 10 6
Økotoksicitet jord m 3 jord Tungmetaller, VOC 2,22* 10 5
Lagret toksicitet til jord m 3 jord Tungmetaller 506
Lagret toksicitet til vand m 3 vand Tungmetaller 1,14* 10 7
Ødelagt
m 3 vand NO3, Cl 2,9* 10 3
grundvandsressource
#Normaliseringsreferencer for Europa for 2004 er anvendt, som beskrevet af Laurent et al. (2011), eksklusiv
normaliseringsreferencerne for ødelagt grundvandsressource, som er beregnet af DTU Miljø og lagret toksicitet
til jord og vand beregnet af DTU Management.
Som supplement til UMIP-metodens miljøvurderingskategorier medtages tre kategorier, der er
væsentlige i forhold til de miljømæssige aspekter omkring affald. ”Ødelagt grundvandsressource”
kvantificerer hvor meget grundvand en udsivning fra et deponi eller en materialeudnyttelse, for
eksempel anvendelse af kompost på landbrugsjord, potentielt kunne ødelægge på grund af
udvaskningen af salte, organisk stof og tungmetaller (Christensen et al., 2007). ”Lagret toksicitet”
opgør i toksicitetstermer den mængde tungmetaller, der er tilbage i deponier og konstruktioner
indeholdende affald efter den tidsperiode, som indgår i miljøvurderingen. Det vil sige, at
tungmetaller, der er tilbage efter for eksempel 100 år, vil blive husket og opgjort som ”lagret
toksicitet” (Hauschild et al., 2008).
Ressourceforbruget er også opgjort i dette projekt. For alle ressourcer gælder det, at massen af de
rene materialer opgøres. Ressourceforbrug omregnes ligesom miljøpåvirkninger til en fælles enhed i
form af en personreserve (PR eller mPR), hvor det faktiske forbrug vægtes i forhold til
forsyningshorisonten af de enkelte ressourcer. Personreserven beskriver således ressourceforbruget
i forhold til den mængde en gennemsnitsperson samt dennes efterkommere råder over.
Vægtningsreferencer for de ressourcer, som er opgjort i projektet, er vist i Tabel 18. Der gøres dog
opmærksom på, at der generelt råder temmelig stor usikkerhed i vurderingen af
forsyningshorisonterne – herunder at flere mennesker med stigende behov for materielle goder og
køddiæt og andre faktorer, f.eks. øget produktion af biomasse med gødningsbehov, kan give lavere
forsyningshorisonter for nogle ressourcer.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
61

TABEL 18
VÆGTNINGSFAKTORER FOR RESSOURCEFORBRUG I UMIP-METODEN. FOR FOSFOR DOG BEREGNET SÆRSKILT AF
DTU TIL DENNE RAPPORT. DET UNDERSTREGES, AT DE ANGIVNE TAL FOR RESERVER OG FORBRUG ER
FORBUNDET MED VÆSENTLIG USIKKERHED.
Produktion
Reserve
Normaliseringsreference
For-syningshorisont
Vægtningsfaktor
Kilde
1000 ton/år 1000 ton kg/pers/år År år -1
Jern 625.000 80.000.000 97,9 128,0 0,00781 1
Nikkel 1400 62.000 0,22 44,2 0,02260 1
Mangan 11.000 380.000 1,72 34,6 0,02890 1
Krom 5300 250.000 0,83 47,2 0,02120 1
Stenkul 602 124,4 0,00804 2,3,4
Uran 0,006 98,0 0,01020 5
Kobber 14.500 470.000 2,27 32,4 0,03090 1
Naturgas 2.261.000 151.000.000 353 66,8 0,01500 2
Råolie 3.867.900 161.900.000 604 41,9 0,02390 2
Zink 9100 220.000 1,42 24,2 0,04140 1
Aluminium
28.900 4.260.000
4,52
147,4 0,00678 1
Brunkul 264 254,5 0,00393 2,3,4
Fosfor 17.500 2.358.000 4,7 134,7 0,00742 6
Kilder:
/1/ USGS (2005), /2/BP (2005), /3/Wenzel et al. (1997), /4/ EIA (2003), /5/ AIEA et al. (2004), /6/ Beregnet i
denne rapport fra Cordell et al. (2009) og Ott & Rechberger (2012). Vægtningsfaktoren for fosfor er ikke
inkluderet i UMIP-metoden
4.10. LCA-modellen EASEWASTE
LCA-modelleringen er gennemført med LCA-modellen EASEWASTE (Environmental Assessment
of Solid Waste Systems and Technologies), der er udviklet ved Danmarks Tekniske Universitet. Med
udgangspunkt i en detaljeret kemisk sammensætning af op til 48 materialefraktioner i affaldet
beregner EASEWASTE masse-flow, ressourceforbrug og emissioner fra affaldssystemer, som
defineres af brugeren. EASEWASTE omfatter kildesortering, indsamling og transport af affald,
materialeoparbejdningsfaciliteter, forbrændingsanlæg, komposteringsanlæg, biogasanlæg,
kombinerede biogas- og komposteringsanlæg, deponeringsanlæg, anvendelse af organisk affald i
jordbruget, genanvendelse af materialer, energiudnyttelse samt materialeudnyttelse.
Modellen indeholder data for udvalgte anlæg og processer, men tillader også at specifikke anlæg
opstilles og gemmes i modellen. Scenarier med flere strenge kan opstilles for et givet system
startende med affaldsgenereringen og afsluttende med slutdisponeringen i et deponi, ved industriel
materialegenanvendelse, udspredt på landbrugsjord, udnyttelse i energianlæg eller ved
materialeudnyttelse. Hvor der sker materialegenanvendelse, energiudnyttelse eller
materialeudnyttelse, krediteres affaldssystemer for de ressourcemæssige og miljømæssige
besparelser, der opnås ved, at den tilsvarende produktion baseret på jomfruelige materialer undgås.
EASEWASTE integrerer miljøpåvirkninger over de første 100 år, og dette er således den
tidsperiode, som miljøvurderingen dækker. EASEWASTE indeholder databaser for en række
centrale processer, for eksempel for transport, elektricitets- og varmefremstilling. EASEWASTEmodellen
er nærmere beskrevet i Kirkeby et al. (2006).
4.11. Rapportformat, målgrupper og kritisk gennemgang af resultater
Rapporten beskriver en sammenlignende livscyklusvurdering beregnet på offentliggørelse.
Rapporten følger så vidt muligt principperne i ISO 14040 standarderne. Rapportens målgruppe er
bl.a. Miljøstyrelsen, kommunerne samt forskellige aktører i affaldsbranchen. Livscyklusvurderingen
62 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

er blevet eksternt evalueret ved en løbende proces af Anders Schmidt og Nanja Hedal Kløverpris
begge fra FORCE Technology. Den endelige evalueringsrapport for LCA’en kan findes i Bilag 14.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
63

5. Forudsætninger for
miljøvurdering
Kapitel 5 omhandler kortlægningen af livscyklus for affaldsbehandlingssystemerne for
dagrenovation som beskrevet i de forskellige scenarier. Livscyklusopgørelserne (LCI dvs. Life Cycle
Inventories) danner grundlag for modellering af scenarierne i EASEWASTE, således at samtlige
emissioner, energiproduktion og energiforbrug samt ressourceforbrug for de enkelte
behandlingsteknologier og behandlingsfaser indgår. Kapitlet beskriver, hvordan
livscyklusopgørelserne i projektet er fremskaffet og efter hvilke principper, de er udvalgt.
Kapitlet er bygget op således, at den generelle opbygning af scenarierne præsenteres først, hvilket
inkluderer en beskrivelse af de livscyklusstadier, som indgår i scenarierne, dvs. indsamling,
transport, behandling og genanvendelse. Derefter beskrives de eksterne processer, som ikke indgår
direkte i affaldssystemet, herunder primærproduktion af substituerede materialer samt substitueret
energi i form af elektricitet og fjernvarme.
Der indgår kun få egentlige livscyklusopgørelser (LCI’er) i kapitlet – det er i højere grad
principperne bag opgørelserne, der rapporteres. Fuldstændige LCI’er over samtlige processer og
livscyklusstadier kan findes i rapportens Bilag 8.
5.1. Scenarier
Scenarierne beskrives med indsamling, transport og behandling af affaldet, mens de enkelte
teknologier beskrives i detaljer i de efterfølgende afsnit. Det er scenariernes overordnede forskelle,
der er fokus på – for en detaljeret beskrivelse inklusiv sorteringseffektiviteter henvises til
systembeskrivelsen.
Scenarie 1
Basis-scenariet 32 er ”business-as-usual”. Glas og papir kildesorteres og indsamles i kuber, hvorefter
det bliver transporteret til de respektive genanvendelsesanlæg. Pap, plast og metal fra
dagrenovationen kildesorteres i meget begrænset omfang og bringes til genbrugsplads. Restaffaldet
indsamles og transporteres til forbrændingsanlæg. Fra forbrændingsanlægget kommer der slagge,
som anvendes til vejfyld, og flyveaske som sejles til Norge og deponeres (med samtidig anvendelse
som syreneutralisering af andet deponeret affald). Desuden udsorteres 80 % af det indkomne jern
og 50 % af det indkomne aluminium fra slaggen (der henvises til afsnit 5.3.2 for en nærmere
beskrivelse af baggrunden for disse tal).
32
Det gøres opmærksom på, at de små mængder pap, metal og plast, som indsamles via genbrugsstationer, ikke indgår i
modellering af affaldsstrømmene.
64 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 2AFZ
I scenarie 2 kildesorteres papir i en separat spand og ikke i kuber som i scenarie 1, og gennemgår
derefter samme behandling som i scenarie 1. Desuden indsamles kildesorteret organisk affald, som
transporteres til bioforgasning i henholdsvis et Aikan-anlæg (scenarie 2A) eller et biogasfællesanlæg
(scenarie 2F). Det organiske slutprodukt udbringes på landbrugsjord. I scenarie 2Z foregår
kildesorteringen af papir, organisk affald og restaffald i tre forskellige poser, som indsamles og
transporteres til posesorteringsanlæg. Efter denne sortering er behandlingen af de tre fraktioner
identisk med de øvrige scenarier.
Scenarie 3AFZ & 4
Scenarie 3AFZ har kildesortering af papir, pap, organisk affald, metal og plast. Behandlingen af det
organiske affald er identisk med behandling i scenarierne 2AFZ. Metal og plast kildesorteres og
indsamles. Efter opdelingen transporteres de respektive fraktioner til genanvendelse. Scenarie 3Z
har samme behandlingsformer som 3AF, men de forskellige fraktioner kildesorteres og indsamles i
seks forskellige poser: papir, pap, organisk, metal, plast og restaffald. Scenarie 4 er identisk med
scenarie 3, dog med udeladelse af kildesortering af organisk affald og separat behandling heraf.
Scenarie 5AF, 6AF & 7:
I scenarie 5AF indsamles kildeopdelt metal, plast og pap, som transporteres til central automatisk
finsortering (i metaltyper og plasttyper), hvorefter fraktionerne transporteres til genanvendelse.
Desuden kildesortereres papir og organisk affald. Der indføres også supplerende mekanisk
centralsortering af restaffaldet, som udsorterer papir, pap, glas, metal og plast til genanvendelse.
I scenarierne 6AF udføres den supplerende mekanisk centralsortering af restaffaldet ikke, men
scenarierne er ellers identisk med scenarierne 5AF. Scenarie 7 inkluderer hverken den supplerende
mekaniske centralsortering af restaffaldet eller kildesortering af organisk affald, men er ellers
identisk med scenarierne 5AF.
5.2. Indsamling og transport
Det følgende afsnit om indsamling beskriver forskelle i dieselforbrug ved indsamling af forskellige
affaldsfraktioner. Her indgår antallet af stop før bilen er fuldlastet, komprimeringsgraden i
lastrummet samt ved samlet indsamling af flere fraktioner på én gang den begrænsende fraktion,
dvs. den fraktion som hurtigst fylder lastrummet op. Den første parameter bestemmes i høj grad af
boligtypen, hvorimod de resterende er et resultat af hvilken affaldsfraktion, der er tale om.
Affaldsindsamling i EASEWASTE defineres som fasen fra den første affaldsbeholder tømmes i
indsamlingsbilen til bilen er fuldlastet. Transport fra holdeplads til stedet, hvor indsamlingen
begynder, samt transport til behandlingsanlæg er ikke inkluderet i dieselforbrug ved indsamling.
Modellering af affaldsindsamling i EASEWASTE er karakteriseret ved at dieselforbruget måles i
liter per ton affald (våd vægt), dvs. afstanden indgår ikke i beregningen af dieselforbruget til
indsamling. Dette skyldes, at den kørte afstand til stor del er en funktion af boligtype og
affaldsfraktion. Når man kender boligtype og hvilken affaldsfraktion, der er tale om, vil
indsamlingsbilens kørestrækning være meget ens for geografisk forskelligt placerede ruter, og det er
ikke nødvendigt at kende længden af strækningen for den specifikke indsamlingsrute.
Fasen "Transport" i EASEWASTE begynder, når bilen er fuldlastet og slutter ved
behandlingsanlægget. Forbruget af diesel måles i liter per ton km. I modsætning til indsamling
foregår transporten uden gentagne stop og tømninger, og bruger derfor mindre diesel.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
65

Ved indsamling såvel som transport er der forskelle i dieselforbrug for forskellige affaldsfraktioner;
desuden er der for indsamlingen også forskel på om afhentningen sker hos enfamiliehuse eller
etageboliger. De vigtigste grunde til forskellene i dieselforbrug er listet her:
Antallet af stop før 1 ton er indsamlet er meget forskellig for de forskellige fraktioner.
F.eks. indsamles de forskellige plasttyper i små mængder af gangen og giver derfor mange
stop, før lastbilen er fyldt. Desuden er af antallet af stop også grunden til, at der anvendes
mere diesel ved indsamling fra enfamiliehuse sammenlignet med etageboliger.
Graden af komprimering er afgørende for, hvor meget man kan fylde i lastbilen; her er det
især plasttyperne og metalemballage, som fylder meget, og som er svære at komprimere.
Ved indsamling af flere fraktioner i samme lastbil der altid være ét rum, som fyldes først,
og på den måde bliver den begrænsende faktor.
Ved transport er der forskelle i dieselforbruget for lastbilen, der anvendes til indsamling,
hvilket skyldes, at der anvendes forskellige typer af lastbiler, og/eller at de er fyldt til mere
eller mindre grad
Dieselforbrug for samtlige affaldsfraktioner og boligtyper i scenarierne er angivet i Tabel 19.
TABEL 19
DIESELFORBRUG VED INDSAMLING AF AFFALDSFRAKTIONER FRA FORSKELLIGE BOLIGTYPER.
Liter/ton våd vægt Enfamiliehuse Etageboliger Vægtet gennemsnit for
150.000 enfamiliehuse +
100.000 etageboliger
Papir, kube 1 4,9 4,9 4,9
Papir, indsamling 1 6,59 3,49 5,35
Pap 2 7 3,5 5,6
Plast 2 7 3,5 5,6
Metal 2 7 3,5 5,6
Organisk 1 7,2 3,6 5,76
Restaffald 1 3,27 1,57 2,59
Glas 1 , kuber 4,9 4,9 4,9
Poser 1 , optisk sortering 3,27 1,57 2,59
1: Fra EASEWASTE-databasen. 2: For enfamiliehuse som for det tyske DSD-system (Nilsson & Christensen,
2011); for etageboliger er dieselforbruget antaget at være det halve.
Efter indsamlingen af affaldsfraktionerne bliver de transporteret (i samme lastbil) til den første
behandling, som kan være sortering, balletering, forbrænding eller biologisk behandling. Hvis det
første anlæg udfører sortering eller balletering, transporteres fraktionerne derefter (med lastbil) til
deres respektive genanvendelsesanlæg. Er det første anlæg derimod et forbrændingsanlæg eller et
biologisk behandlingsanlæg, er outputtet henholdsvis aske og kompost/digestat. Asken er opdelt i
slagge og flyveaske; slaggen transporteres med lastbil til vejbygning og flyveasken transporteres
med skib til deponi i Norge. Digestatet/komposten transporteres med lastbil til landbrug. I Tabel 20
ses dieselforbruget (liter) ved transport per ton km.
66 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 20
DIESELFORBRUG VED TRANSPORT AF AFFALDSFRAKTIONER.
l/ton km
Fra indsamlingens ophør til
første behandlingsanlæg
Papir, kube 0,13 (balleteringsanlæg) 0,02
Papir, indsamling 0,12 (balleteringsanlæg) 0,02
Pap 0,12 (balleteringsanlæg) 0,02
Plast 0,12 (sorteringsanlæg) 0,02
Metal 0,12 (sorteringsanlæg) 0,02
Organisk (KOD)
0,12 (Aikan eller
biogasfællesanlæg)
Glas, kuber 0,13 (sorteringsanlæg) 0,02
Posesystem, optisk 0,085 (sorteringsanlæg) 0,02
sortering
Transport til
genanvendelsesanlæg
Transport af
(rest)produkter fra
behandlingsanlæg
0,02 (kompost el. udrådnet
KOD til landbrug)
Restaffald 0,085 (forbrændingsanlæg) 0,02 (slagge til
vejbygning)/ 0,000513
(flyveaske med skib til
deponi)
For både indsamling og transport er eksisterende teknologier fra EASEWASTE anvendt. Disse
teknologier er baseret på EURO V standarden, men da nærværende projekt kræver, at EURO VI
standarden bliver overholdt, er teknologierne blevet opdateret til at overholde EURO VI standarden
ved at reducere udledningerne i de respektive kategorier til grænseværdierne, se Tabel 21.
TABEL 21
GRÆNSEVÆRDIER FOR EMISSIONER I EURO V OG EURO VI STANDARDER.
Emissioner CO Kulbrinter NOx PM
(g/kWh)
EURO V 1,5 0,46 2,0 0,02
EURO VI 1,5 0,13 0,4 0,01
Fra ”EU Emission Standards for HD Diesel Engines” (http://www.dieselnet.com/standards/eu/hd.php )
5.3. Behandlingsanlæg
I dette afsnit beskrives de forskellige typer behandlingsanlæg, som indgår i scenarierne. Det drejer
sig om balleterings- og sorteringsanlæg, forbrændingsanlæg, anlæg til biologisk behandling (Aikanog
biogasfællesanlæg) samt genanvendelsesanlæg. Under genanvendelsesanlæg er også beskrevet
den type primærproduktion, som de recirkulerede materialefraktioner erstatter. For de enkelte
behandlingsanlæg er de vigtigste parametre angivet som sammenligningsgrundlag – for egentlige
livscyklusopgørelser henvises til rapportens Bilag 8.
5.3.1. Balleteringsanlæg og sorteringsanlæg (MRF’s - material recovery facilities)
Balleteringsanlæg og sorteringsanlæg modelleres i EASEWASTE som MRF’s (material recovery
facilities). MRF’s i EASEWASTE sorterer indkommet affald vha. transferkoefficienter, som
specificerer procentdelen af forskellige materialefraktioner, som ender i de respektive
sorteringsfraktioner. Energiforbrug i form af diesel og elektricitet specificeres per ton indkommet
affald. Eventuelle emissioner på anlægget kan modelleres, men denne mulighed er ikke benyttet i
projektet.
Balletteringsanlæg tager imod kildesorterede materialer som papir, pap og plast, mens metal og glas
ikke balleteres. Der foretages ingen finsortering af de modtagne materialer. Anlægget forbruger
strøm til stationære maskiner og dieselolie til mobile maskiner.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
67

En type sorteringsanlæg tager imod kildeopdelt ren pap, plast og metal samt imod restaffald, som
ikke indeholder den organiske fraktion. Karton består af emballagekarton. Plast består af både blød
og hård plast. Metal består af både jern og andet metal (f.eks. aluminiumsdåser).
Optisk posesortering
En anden type sorteringsanlæg tager imod kildesorterede materialer som papir, pap, plast, metal
organisk og en restfraktion. Disse materialer er af husholdningerne placeret i separate poser af
forskellig farve i samme indsamlingsbeholder - i alt 3 eller 6 forskellige fraktioner.
Posesorteringsanlægget er i stand til optisk at sortere poserne ud fra den pågældende farve.
Genanvendelige materialer føres til genanvendelsesvirksomheder uden forudgående finsortering.
Anlægget indeholder desuden balleteringsfaciliteter for papir, pap og plast. Restaffald føres videre
til efterfølgende behandling (forbrænding). Organisk affald føres til biologisk behandling
(bioforgasning). Energi- og dieselforbruget for de enkelte MRF’s er anført i Tabel 22. 5 % af de
indkomne genanvendelige fraktioner antages at blive fejlsorteret og videreføres til forbrænding.
TABEL 22
ENERGIFORBRUG PÅ DE FORSKELLIGE TYPER MRF’S.
Anlæg Elektricitetsforbrug (kWh/ton) Dieselforbrug (L/ton)
Balletering (papir, pap, plast) 10 1,2
Sortering (plast og metal) 73 1
Posesortering 17 1
5.3.2. Forbrændingsanlæg
For et forbrændingsanlæg, såvel som for forbrænding af biogas, vil den samlede
energivirkningsgrad bestemme hvor meget energi, som substitueres. Som det ses af afsnit 5.4 vil
desuden forholdet mellem el- og varmevirkningsgrader spille en vigtig rolle for teknologiens
miljøprofil, idet høj elvirkningsgrad vil være fordelagtigt på bekostning af en lavere
varmevirkningsgrad.
Det anlæg, der indgår i vurderingen, er specificeret som et ”barmarksanlæg” opført i referenceåret
2020 med state-of-the-art røggasrensningsteknologi inklusiv røggaskondensering (der benyttes en
gennemsnitsværdi for effekten af røggaskondensering, dvs. der er ikke korrigeret for eventuelle
ændringer i vandindhold i affaldet i forskellige scenarier). Der er ikke foretaget nogen egentlig
teknologifremskrivning, så anlægget tænkes bygget med fuldskalateknologi kendt i 2012.
Mht. forbrændingsanlæggets el- og varmevirkningsgrad tages der udgangspunkt i en tidligere
rapport udført for affald danmark ”Miljøvurdering af affaldsforbrænding og alternativer” (Møller et
al., 2008). I forbindelse med udarbejdning af ”Miljøvurdering af affaldsforbrænding og
alternativer” blev der nedsat en styregruppe med repræsentanter fra bl.a. Vestforbrænding og
AffaldVarme Århus, Energistyrelsen samt DONG, som tog stilling til energieffektiviteten på et
fremtidigt forbrændingsanlæg. Styregruppen kom frem til et tænkt fremtidigt højtydende
forbrændingsanlæg med en samlet energieffektivitet på 95 % fordelt på el- og varmeproduktion
med hhv. 22 og 73 % (netto, dvs. fratrukket egetforbrug) af affaldets nedre brændværdi. Disse
værdier er ligeledes anvendt i nærværende rapport.
68 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Til sammenligning kan anføres tal for energieffektivitet for fremtidige affaldsforbrændingsanlæg fra
rapporten ”Technology Data for Energy Plants” (Energistyrelsen, 2012 b). Her er for et anlæg i
2020 (med røggaskondensering, men uden køletårne til bortkøling om sommeren) angivet en
samlet nettoeffektivitet på 97 % af affaldets nedre brændværdi med en nettoelvirkningsgrad på 26
%. I en fodnote er det dog anført, at ”In Denmark, the actual annual efficiency is around 93 %”. Det
er derfor, med Miljøstyrelsens accept, valgt at bibeholde de ovenfor angivne
nettoenergieffektiviteter på el- og varmeproduktion på hhv. 22 og 73 % i nærværende rapport. Det
antages at være realistiske værdier, der kan opnås under gennemsnitlige produktionsforhold i
Danmark. De højere værdier fra ”Technology Data for Energy Plants”, som antages at beskrive
optimale drifts- og produktionsforhold, indgår i en følsomhedsanalyse.
Mht. forbrændingsanlæggets emissioner samt forbrug af hjælpestoffer og energi anvendes data fra
Vestforbrænding I/S fra deres ovnlinje 5 fra 2011. Der er tale om et anlæg med relativ høj elvirkningsgrad,
meget effektivt røggasrensning samt røggaskondensering, og det skønnes at dette
anlæg kan benyttes til at repræsentere et state-of-the-art anlæg, som det vil se ud i 2020 mht.
røggasrensning og egetforbrug.
En vigtig parameter for affald, der behandles på et forbrændingsanlæg, er, i hvor høj grad det er
muligt at udsortere jern og aluminium (og andre ikke-magnetiske metaller) fra slaggen til
genanvendelse. Data på dette område er relativt sparsomme. For at modellere udsortering af metal
fra slaggen korrekt, skal der opstilles en massebalance, som vha. transferkoefficienter relaterer
indholdet af metal i affaldet til den udsorterede mængde. Baseret på DTU Miljøs viden om indhold
af metal i slagge samt kendskab til affaldssammensætning af restaffald vurderes det, at jern kan
udsorteres fra slaggen med ca. 80 % effektivitet. Mht. aluminium er oplysningerne meget
forskellige: Grosso et al. (2011) angiver udsorteringseffektiviteter, baseret på en
litteraturundersøgelse samt egne data, spændende fra nogle få procent til op mod 90 % af indholdet
i affaldet. DTU Miljø har vurderet 50 % udsorteringseffektivitet som en realistisk værdi, selvom
potentialet teknisk set er væsentligt højere, og anvender derfor denne værdi i projektet for
udsortering af aluminium fra slaggen. Kvaliteten af det udsorterede metal antages at være på højde
med kildesorteret metalaffald. Dette er ikke fuldt korrekt, men på grund af mangel på data,
modelleres metaludsortering på denne måde i livscyklusvurderingen.
Den fuldstændige livscyklusopgørelse for forbrændingsanlægget kan findes i Bilag 8.
5.3.3. Biogasanlæg
Aikan
Aikan-anlægget er et kombineret biogas- og komposteringsanlæg, som hovedsagelig behandler
bioaffald med oprindelse i kildesorteret organisk dagrenovation (KOD). Anlægget består af en
modtagehal og et antal 600 m 3 store procesmoduler med tilhørende biogasreaktor samt mekanisk
udstyr til håndtering af affald og strukturmateriale. Ved ankomst til anlægget forsorteres
bioaffaldet, idet plastposer åbnes og til en vis grad fjernes sammen med diverse andre urenheder
vha. en foderblander, tromlesold mv.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
69

Den kombinerede biologiske behandling indledes ved at affald iblandet strukturmateriale,
hovedsageligt neddelt have- parkaffald, anbringes i procesmodulerne, hvorefter det under anaerobe
forhold overrisles med vand. Her foregår syredannelse ved hydrolyse og fermentering. Perkolatet
fra overrislingen udveksles med en procestank for biogasproduktion; eventuelt spildevand
medregnes ikke i LCA’en (mængden af spildevand på Aikan-anlæg er normalt meget begrænset).
Biogasprocessen foregår ved ca. 38 °C, dvs. processen er mesofil. Energi til opvarmning af
procestanken tages fra gasmotorens overskudsvarme. Efter endt biogasproduktion initieres
kompostering af affaldet ved at suge luft gennem procesmodulerne, mens udvekslingen af perkolat
med procestanken stoppes. Under komposteringen stiger temperaturen, og affaldet udsættes for
minimum 55 °C i minimum 2 uger (’kontrolleret kompostering’ jf. Slambekendtgørelsen). Under
komposteringsprocessen ledes procesluften fra modulerne gennem et biofilter. Efter
komposteringsfasen med aktiv beluftning i procesmodulerne flyttes kompostmaterialet på
nuværende tidspunkt i åbne miler til eftermodning.
En tidligere LCA af Aikan-anlægget (Møller, 2012) har vist, at ammoniakfordampning fra
eftermodningsprocessen har væsentlig betydning for anlæggets miljøprofil, idet den forårsager
potentiel forsuring og næringssaltbelastning. For at forebygge dette kan man overdække
eftermodningsmilerne og lede afgangsluften gennem et biofilter, så man undgår
ammoniakfordampning til miljøet fra komposteringsprocessen. Det er antaget, at Aikan-anlæg i
fremtiden vil blive udstyret med overdækning af komposteringsmilerne, og Aikan-anlægget er
derfor modelleret således i nærværende rapport. Det gøres opmærksom på, at dette er en vigtig
forudsætning for resultater i rapporten.
Aikan-anlægget modelleres med følgende nøgleparametre: ca. 56 % af metanpotentialet i affaldet
udnyttes, og biogassen bliver udnyttet i en gasmotor på anlægget. Gasmotorens el- og
varmeeffektivitet var hhv. 40,6 og 49,4 % af den nedre brændværdi af metangassen. Produktionen
af metan udgør 60 Nm 3 /ton forsorteret KOD med den benyttede affaldssammensætning.
Restaffald fra forsortering føres videre til efterfølgende behandling (forbrænding). Anlægget er bl.a.
på grund af forsorteringen forholdsvist robust overfor ikke-organiske komponenter i det
kildesorterede affald. Desuden frasorteres der også ikke-organiske komponenter efter
komposteringen. Dette medfører, at sorteringsvejledningen til husholdningerne kan være mindre
restriktiv omkring ikke organiske materialer, som hæfter sig på det organiske. Herved kan opnås, at
en større andel af det organiske affald kan udsorteres ved kilden. Efter kompostering og forgasning
er den biologiske del af affaldet egnet som kompost til udbringning på landbrugsjord.
En fuldstændig beskrivelse af livscyklusopgørelsen for Aikan-anlægget kan findes i Møller (2012).
Biogasfællesanlæg (inklusiv forbehandling af KOD med skruepresse)
I biogasfællesanlægget blandes den kildesorterede organiske dagrenovation med svinegylle. Det
beskrevne anlæg antages at være et mesofilt anlæg med en gennemsnitlig opholdstid på omkring
20-21 dage. Modellering i EASEWASTE af dette anlæg bygger på COWI (2012).
70 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Affald, der behandles i biogasfællesanlæg skal være pumpbart og det er blandt andet derfor vigtigt,
at den kildesorterede organiske dagrenovation forbehandles grundigt. Der findes en lang række
mere eller mindre udviklede teknologier til forbehandling af KOD, bl.a. repræsenteret på
biogasanlæg i Sverige. En gennemgang af de væsentligste forbehandlingsteknologier på svenske
anlæg kan findes i Bernstad et al (2012). På baggrund af disse erfaringer er det valgt at inkludere en
kombination af poseåbner og skruepresse som forbehandling i denne vurdering. Forbehandlingen
kan yderligere suppleres med f.eks. en magnet til fjernelse af metal og et system (f.eks. OrgaSep TM
kendt fra Norge) for at få yderligere organisk tørstof med over i biopulpen til biogasanlægget, men
disse muligheder er ikke inkluderet her. En poseåbner sørger for at rive poserne op, mens
forbehandling i en skruepresse primært har til formål at fjerne plast og andet uorganisk materiale
samt at findele affaldet. Resultatet af forbehandling med en skruepresse er to fraktioner: en
flydende biomasse med højt organisk indhold og et væsentligt vandindhold samt en tørrere
restfraktion, som sendes til affaldsforbrænding.
Brug af kompost/digestat 33 på landbrugsjord
Mht. emissioner fra udbringning af komposteringsprodukter modelleres de ikke direkte i
EASEWASTE, men indgår som færdigberegnede koefficienter fra simuleringer i agroøkosystemmodellen
DAISY, som anvendes af Institut for Jordbrug og Økologi, KU-LIFE. Daisy er
en computerbaseret matematisk model, der kan simulere og integrere processer i jord, planter og
atmosfære. Modelleringen af udbringning af kompost/digestat inkluderer følgende processer, som
resulterer i tab af næringsstoffer til miljøet: ammoniakfordampning, dannelse af lattergas,
udsivning gennem dræn og nedsivning til grundvand. Desuden kvantificeres kulstoflagring i jorden.
Emissionskoefficienter beregnes i DAISY-modellen for en række scenarier, der dækker forskellige
klima- og jordbundsforhold, sædskifter, samt om der er tale om dyrehold eller plantebrug. Se f.eks.
Bruun et al. (2006) for en beskrivelse af emissionskoefficienter for forskellige scenarier.
Emissionskoefficienterne indgår i EASEWASTE-modulet ”Use-on-land”, der ligeledes beregner
substitutionseffekten af N, P og K-indholdet i komposten/digestatet. Mht. N benyttes en
substitutionseffekt på 20 og 40 % for hhv. kompost og digestat (jf. krav fra Plantedirektoratet
(2011)). For P og K anses 100 % af indholdet i kompost/digestat for at substituere handelsgødning. I
Hansen et al. (2006) beskrives relationen mellem emissionskoefficienter beregnet vha. DAISY og
EASEWASTE-modellen. Valg af livscyklusopgørelse (LCI) for den erstattede fosforhandelsgødning
fremgår af Bilag 9.
Der gøres opmærksom på, at modelleringen af udbringning af kompost/digestat ikke inkluderer alle
tænkelige påvirkninger, f.eks. er en eventuel plantesygdomshæmmende effekt samt øget
biodiversitet ikke taget i betragtning. Kompost/digestats jordforbedrende effekt pga. indhold af
organisk kulstof, som giver sig udtryk i lettere pløjning af jorden, er dog inkluderet i form af en
dieselbesparelse som godskrives komposten/digestaten. Dieselbesparelsen er estimeret til 5 l per
ton kompost/digestat ud fra data i Bruun et al. (2012).
5.3.4. Genanvendelsesanlæg inkl. primærproduktion
Der er i alt ti materialefraktioner, som går til genindvindsanlæg, og det vil her blive beskrevet, hvad
processerne inkluderer, og hvad de substituerer. Til sidst i afsnittet er der fire tabeller, som viser de
enkelte processer, hvilke processer de substituere, CO2 besparelserne ved genanvendelse (da denne
parameter er afgørende for processens miljøprofil) og effektiviteten af genanvendelsen samt et
kvalitetsindeks for de benyttede processer.
33
”Digestat” betegner her i rapporten den flydende rådnerest fra biogasproduktion
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
71

Papirgenanvendelsesanlæg
Papiranlægget modtager kildesorteret og balleteret blandet papir (som aviser, reklamer og
magasiner) fra husholdningerne. Papiret blandes med vand (laves til pulp), hvorefter
fremmedlegemer fjernes mekanisk. Næste skridt i processen er fjernelse af blæk og toner. Når
pulpen er færdigbehandlet, tørres blandingen, og det færdige avispapir fremstilles heraf.
Papirgenanvendelsesanlægget antages at ligge i Sverige.
Primærprocessen, som fortrænges, er fremstilling af papir ud fra jomfruelige materialer, dvs. træ.
Processen inkluderer europæisk produktion af papir. Transport til fabrikken, håndteringen af træ
samt mekanisk pulpning - blegning og selve papirproduktionen - intern energiproduktion og
spildevandsbehandlingen er inkluderet. Primærproduktionen af papir antages at foregå i Sverige.
Træ betragtes som en begrænset ressource, hvorfor genanvendelsesprocessen inkluderer en proces
for forbrænding af sparet træ med tilhørende energiproduktion samt en tilhørende besparelse af
energiproduktion i form af marginal el og varme. Det er her forudsat, at overskydende træ benyttes
til energifremstilling, men det kunne også benyttes til byggemateriale. På baggrund af den store
fokus på CO2-neutral energifremstilling er det dog valgt at antage, at det sparede træ udelukkende
benyttes til energiproduktion.
Papgenanvendelsesanlæg
Papgenanvendelsesanlægget modtager kildeopdelt og balleteret pap. Anlægget inkluderer
genanvendelsesprocessen af papprodukter, og fremgangsmåden er magen til papiranlæggets.
Produktet fra processen er dog pap. Papgenanvendelsesanlægget antages at ligge i Sverige.
Primærprocessen, som fortrænges, er fremstilling af pap fra jomfruelige materialer, dvs. træ.
Primær processen er identisk med primærprocessen for papir, men har pap som output.
Primærproduktionen af pap antages at foregå i Sverige
Plastgenanvendelsesanlæg
Der er tale om genanvendelsesprocesser som inkluderer high density polyethylen (HDPE), low
density polyethylen (LDPE), polyethylenterephthlat(PET), polypropylen (PP) og polystyrere (PS).
Behandling for de fem plast typer er ens. HDPE, LDPE, PET, PP og PS-anlæggene modtager
kildeopdelt og balleteret plast. Plasten sorteres efter type, vaskes, tørres og laves til granulat.
Produkterne er granuleret HDPE, LDPE, PET, PP og PS. Plastgenanvendelsesanlæggene antages at
ligge i Tyskland.
Primærprocesserne, der fortrænges, er produktion af HDPE, LDPE, PET, PP og PS-granulat ud fra
jomfrueligt materiale, dvs. olieprodukter. Alle processer fra udvinding af råmaterialer til levering af
granulat til plastfabrikkerne er inkluderet. Primærproduktionen af plast antages at foregå i Europa.
Jerngenanvendelsesanlæg
Jerngenanvendelsesanlægget modtager kildeopdelt og sorteret jern. Jernskrottet shreddes, smeltes
og støbes til senere produktion. Produkterne fra anlægget er jernplader i forskellige dimensioner og
profiler til det europæiske marked. Jerngenanvendelsesanlægget antages at ligge i Sverige.
Primærprocessen, som fortrænges, er fremstilling af stål ud fra jomfrueligt materialer, dvs. malm.
Processen omfatter minedrift (for minedrift kan det ikke dokumenteres, at alle emissioner
forbundet hermed er inkluderet i livscyklusopgørelsen, hvilket ligeledes er tilfældet for minedrift i
forbindelse med aluminiums fremstilling), transport til værket, smeltning og støbning af jern. Da
jernfremstilling er meget energitungt, er det vigtigt, hvilke energikilder, der anvendes.
Primærproduktionen af jern antages at foregå i Sverige.
72 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Aluminiumgenanvendelsesanlæg
Aluminiumanlægget modtager kildeopdelt og sorteret aluminium. Ligesom for jern shreddes,
smeltes og støbes aluminiumskrottet til senere anvendelse. Produktet er aluminiumsblokke i
forskellige dimensioner. Aluminiumgenanvendelsesanlægget antages at ligge i Sverige.
Primærprocessen, som fortrænges, er fremstilling af jomfrueligt aluminium. Da aluminium
fremstillet af jomfruelige materialer udgår fra bauxit, dvs. aluminiumoxid, kræves store
energimængder for at reducere dette materiale til rent aluminium. Processen inkluderer minedrift,
transport til værket, reduktion af bauxit, smeltning og støbning af aluminium. Som for
jernfremstilling er anvendelse af energikilde af stor betydning for miljøprofilen af den valgte proces.
Primærproduktionen af aluminium beskrives som et ”world average”.
Glasgenanvendelsesanlæg
Glasgenanvendelsesanlægget modtaget kildeopdelt og sorteret glas. Anlægget inkluderer klargøring
og sortering af glasskår, smeltning, støbning af nyt glas, køling, pakning og palletering. Produktet er
nye glasflasker. Glasgenanvendelsesanlægget antages at ligge i Danmark..
Primær processen som fortrænges er fremstilling af jomfrueligt glas. Processen inkluderer
udvinding af råmaterialer, smeltning og støbning. Primærproduktionen af glas antages at foregå i
Danmark.
Oversigt over genanvendelsesprocesser
Miljøgevinster ved at genindvinde papir, pap, plast etc. skyldes, at miljøpåvirkningerne i de fleste
tilfælde er mindre ved genanvendelsesprocessen end ved fremstilling af nye materialer ved
anvendelse af jomfruelige råstoffer. Den samlede miljøgevinst – nettobesparelsen - ved
genanvendelse findes derfor ved at opgøre bruttobesparelsen i form af substitutionen, dvs. undgået
produktion af nye materialer af jomfruelige råstoffer, og subtrahere miljøpåvirkninger ved selve
genanvendelsesprocessen. Genindvundet materiale, f.eks. papir, substituerer fremstilling af nyt
papir med en vis effektivitet, som kan beskrives som en procesteknisk samt en markedsmæssig
erstatningsprocent (således er genanvendelse modelleret i EASEWASTE). Den markedsmæssige
substitution viser til hvor stor del, genbrugspapiret erstatter nyt papir – her kan der være tale om en
kvalitetsforringelse, som formindsker substitutionsraten.
De konkrete genanvendelsesprocesser og primærprocesser, der er valgt i projektet, er beskrevet i
detaljer i notatet om udvælgelse af processer og teknologier, som forefindes i Bilag 7. Her i kapitel 5
vises to oversigtstabeller (Tabel 23 og Tabel 24), som indeholder procesnavn i database, referenceår
samt hvilken database, processen stammer fra, for hhv. de i projektet anvendte
genanvendelsesprocesser og primærproduktionsprocesser.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
73

TABEL 23
ANVENDTE GENANVENDELSESPROCESSER.
Materialefraktion Genanvendelsesproces (navn i database)# Referenceår Database
Papir
Recycling: Paper (Mixed high quality paper) 2007 EASEWASTE
to fine paper, Maglemølle + Dalum, DK, 2007
Pap
Recycling: Paper (Cardboard and mixed paper) 2006 EASEWASTE
to cardboard, Fiskebybruk, Sweden, 2006
Glas
Recycling: Glass cullets (colored)
2008 EASEWASTE
to new products (100 % recycled), Sweden,
2008
HDPE
Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, 2006 EASEWASTE
Sweden, 2006
LDPE
Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, 2006 EASEWASTE
Sweden, 2006
PET
Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, 2006 EASEWASTE
Sweden, 2006
PP
Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, 2006 EASEWASTE
Sweden, 2006
PS
Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, 2006 EASEWASTE
Sweden, 2006
Jern
Recycling: Steel scrap to steel sheets,
2007 EASEWASTE
Sweden, 2007
Aluminium Recycling: Aluminium scrap to new
2007 EASEWASTE
alu sheets (remelting), Sweden, 2007
#Genanvendelsesprocesserne er udvalgt som de mest repræsentative og datamæssigt af højst kvalitet for den
pågældende type proces. Der er derfor ikke nødvendigvis overensstemmelse mellem den geografiske placering af
disse processer og den geografiske placering af genanvendelsesprocesser, som antages at gælde for både LCA’en
og den samfundsøkonomiske vurdering.
TABEL 24
ANVENDTE PROCESSER, SOM SUBSTITUERES VED MATERIALEGENANVENDELSE, DVS.
PRIMÆRPRODUKTIONSPROCESSER.
Materialefraktion Primærproduktionsproces (navn i database) Reference-år Database
Papir
Printing paper, Kvarnsveden, Sweden
2007 EASEWASTE
(incl. transportation), weighted avg.
2005/2007
Pap Cardboard, Skoghall Mill, Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
Glas Packaging glass, green, at plant DE S 2003 EcoInvent
HDPE Polyethylene, HDPE, granulate, at plant RER S 1999 EcoInvent
LDPE Polyethylene, LDPE, granulate, at plant RER S 1999 EcoInvent
PET
Polyethylene terephthalate (PET) granulate, 2009 ELCD
production mix, at plant, bottle grade RER
PP Polypropylene, granulate, at plant RER S 1999 EcoInvent
PS Polystyrene, expandable, at plant RER S 2002 EcoInvent
Jern
Steel Sheets (97.75 % primary), Sweden, 2008 EASEWASTE
2008
Aluminium Aluminum, AL (Primary), world average, 2005 2005 EASEWASTE
Som eksempel på potentielle miljøbesparelser ved genanvendelse er der i Tabel 25 anført CO2-
besparelser for de materialefraktioner, som indgår i projektet. Det skal nævnes, at dette kun er en
del af miljøbesparelsen, som omfatter en række andre stoffer og stofgrupper. CO2-besparelserne
består af en bruttobesparelse, som viser primærprocessens udledning, og nettobesparelsen som
viser, hvor meget CO2 der spares ved genanvendelsen. Forskellen på brutto- og nettobesparelse er
således CO2-besparelsen ved den samlede genanvendelsesproces. Effektiviteten er et udtryk for
produktet af den tekniske- og markedsmæssige substitution. Den tekniske substitution beskriver,
74 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

hvor effektiv genanvendelsesprocessen er, f.eks. vil en teknisk substitution på 90 % betyde, at 10 %
af det indgående materiale ikke bliver genanvendt. Den markedsmæssige substitution beskriver,
hvor godt det genanvendte materiale kan substituere det primære materiale på markedet.
TABEL 25
CO2-BESPARELESER VED GENANVENDELSE (DER ER TALE OM DE SAMME PROCESSER, SOM I TABEL 23
OG TABEL 24). BIOMASSE ANTAGES AT VÆRE EN BEGRÆNSET RESSOURCE.
Genanvendelse af:
Substitution, dvs.
primærproduktion som erstattes
CO2 besparelse
(kg/ton)
Papir Kontorpapir 2800 84
Pap Pap 1500 94
HDPE HDPE granulat 1800 97
LDPE LDPE granulat 1900 97
PET PET granulat 3200 97
PP PP granulat 1800 97
PS EPS 3200 97
Jern Jernplader 2500 87
Aluminium Aluminium 10.700 94
Glas Glasemballage 220 89
#Effektivitet: Samlet teknisk og markedsmæssig substitution.
#Effektivitet ( %)
Udvælgelse af genanvendelsesprocesser og primærprocesser blev gjort som beskrevet i Bilag 7
”Notat om udvælgelse af genanvendelsesprocesser”. En lang række processer blev screenet, og de
mest repræsentative blev udvalgt på grundlag af en kvalitativ vurdering af et antal nøgleparametre.
Som følge af denne procedure blev 10 genanvendelsesprocesser og primærprocesser udvalgt. Disse
processer anses for at være af højest kvalitet og for at være de mest repræsentative for teknologier,
som de forventes at se ud i 2020.
Kvalitetsindikatorindeks for de valgte genanvendelsesprocesser
For at opnå et mere kvantitativt udtryk for processernes kvalitet blev de udvalgte processer tildelt
en kvalitetsindikatorværdi i 5 indikatorkategorier, som det ses i Tabel 26. Tabellen med tilhørende
forklaringer til de enkelte indikatorkategorier findes i dokumentationen til Ecoinvents databaser
(Frieschknecht et al., 2007) og bygger oprindelig på Weidema & Wesnæs (1996). Som det ses,
dækker indikatorkategorierne ”troværdighed”, ”fuldstændighed” samt ”tidsmæssig, geografisk og
teknologisk overensstemmelse”. Tildeling af indikatorværdi sker ved at sammenligne de anvendte
processer med processerne, som de bør være for at passe ind i miljøvurderingens scenarier. For
eksempel antages papirgenanvendelse at foregå i Sverige. Da den anvendte proces for
papirgenanvendelse ligeledes beskriver svenske forhold, gives papirprocessen indikatorværdien 1 i
kategorien ”geografisk overensstemmelse”, som er den højst opnåelige score (1 er bedst, 5 er
dårligst). Mht. plastgenanvendelse antages selve genanvendelsesprocesserne at ligge i Tyskland; de
udvalgte processer er dog geografisk placeret i Sverige, men da begge lande ligger i EU og må
formodes teknologisk set at være på samme stade, tildeles plastgenanvendelsesprocesserne
indikatorværdien 2.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
75

TABEL 26
KVALITETSINDIKATORINDEKS FOR GENANVENDELSESPROCESSER OG TILHØRENDE
PRIMÆRPROCESSER ANVENDT I PROJEKTET.
Processer
#Indikatorværdier
Reliability Completeness Temporal Geographical Further Gennemsnit
correlation correlation technological
correlation
Papir 1 4 5 3 2 3
Pap 1 4 4 1 2 2,4
Glas 1 4 4 3 2 2,8
HDPE 1 4 4 3 2 2,8
LDPE 1 4 4 3 2 2,8
PET 1 4 4 3 2 2,8
PP 1 4 4 3 2 2,8
PS 1 4 4 3 4 3,2
Jern 1 4 4 1 2 2,4
Aluminium 1 4 4 1 2 2,4
Primærprocesser
Papir 1 3 4 1 2 2,2
Pap 1 3 4 1 2 2,2
Glas 2 4 5 2 2 3
HDPE 1 3 5 2 2 2,6
LDPE 1 3 5 2 2 2,6
PET 2 3 4 2 2 2,6
PP 1 3 5 2 2 2,6
PS 1 3 5 2 2 2,6
Jern 1 3 4 1 2 2,2
Aluminium 1 3 4 2 1 2,2
#I hver kategori scores processernes indikatorværdi på en skala fra 1 til 5, hvor 1 er bedst. Inddelingen i
kategorier følger Weidema & Wesnæs (1996) med angivelse af krav til processerne for at opnå en bestemt
indikatorværdi som beskrevet af Frieschknecht et al. (2007).
Det ses af tabellen, at processerne scorer den højeste kvalitet med indikatorværdier på 1 og 2 i
kategorien ”troværdighed” (reliability), hvilket skyldes, at processerne til stor del stammer fra
anerkendte databaser og/eller bygger på publicerede rapporter fra pålidelige kilder, hvor de
teknologiske processer er beskrevet i detaljer. Mht. ”fuldstændighed” (completeness) er scorerne
mindre gode, idet de ligger mellem 3 og 4. Det er generelt vanskeligt at afgøre, om der mangler
data, og der er derfor anlagt en konservativ synsvinkel på processernes indikatorværdi i denne
kategori.
76 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Projektets referenceår er 2020, hvorved allerede eksisterende processer, der anvendes i
miljøvurderingen, per definition ikke vil være tidsmæssigt korrelerede med referenceåret. Det
bemærkes, at indikatorværdien 4, som er dominerende i kategorien ”tidsmæssig
overensstemmelse”, betyder, at den temporære afstand mellem procesdata og referenceåret for
miljøvurderingen ligger i intervallet 10-15 år, hvilket må anses for tilfredsstillende i et projekt med
2020 som tidsramme. Indikatorværdierne for ”geografisk overensstemmelse” ligger mellem 1 og 3,
og afspejler at detaljerede livscyklusopgørelser ikke altid er tilgængelige i præcis den geografiske
region, som defineres i projektet. Scoren i kategorien ”detaljeret teknologisk overensstemmelse” er
god, totaller med et enkelt ettal, hvilket afspejler, at de anvendte processer er meget relevante i
forhold til de i projektet beskrevne. Gennemsnittet for indikatorværdierne for samtlige
genanvendelsesprocesser og primærprocesser ligger mellem 2,2 og 3. Disse gennemsnit skal dog
tolkes med forsigtighed, idet de enkelte indikatorkategorier ikke nødvendigvis bør tilskrives den
samme vægt.
Den opnåede score for de anvendte processer understøtter således, at kravene til datakvalitet som
beskrevet i ISO-standarden er opfyldt, især med henblik på, at miljøvurderingens referenceår
nødvendigvis må medføre en dårlig score i indikatorkategorien ”tidsmæssig overensstemmelse”.
5.4. Marginal energiproduktion
Projektet udføres som nævnt i sektion 4.2 ”Overordnede principper” som en konsekvens-LCA.
Ifølge konsekvenstankegangen benyttes marginale procesdata, dvs. data for de processer, som reelt
påvirkes af systemet i stedet for gennemsnitsværdier. Det har potentielt væsentlig betydning i
forbindelse med energisystemet, hvor affaldssystemet producerer el og varme, som substituerer
hhv. el fra det nationale elnet og fjernvarme fra ét eller flere af Danmarks mange lokale
fjernvarmenet.
Der har i projektet været en kontinuerlig proces i gang for at identificere de korrekte elektricitetsog
varmeprocesser, der kan repræsentere marginal elektricitet og varmeproduktion i referenceåret
2020. Overordnet set benyttes marginal el beregnet af Energistyrelsen som fremstilles fortrinsvis på
kul med små mængder gas og olie som andre brændsler. Energistyrelsen beregner ikke emissioner
af bl.a. tungmetaller. De mest betydende af de manglende emissioner inkluderes derfor som
beskrevet nedenfor, dvs. som emissioner fra eksisterende reguler-kraftværker. Desuden inkluderes
livscyklusopgørelse for fremskaffelse af brændsler. Mht. fjernvarme ligger fremskrivningerne i
”Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser på energiområdet” (Energistyrelsen, 2011) til
grund.
5.4.1. Marginal el i Danmark
Den marginale el-produktion i Danmark, dvs. den el-produktion som påvirkes, når den ”sidste”
kWh forbruges eller spares, kan betragtes som produktionen på danske termiske kraftværker uden
ledsagende kraftvarme, dvs. ved kondensdrift (Energistyrelsen, 2005).
Den marginale el-produktion i Danmark kan således mest hensigtsmæssigt beregnes som
gennemsnittet af el produceret på kraftværker, der kører i kondensdrift. På nuværende tidspunkt,
og i en årrække frem, vil brændselsforbruget til kondensdrift altovervejende være kul, men det kan
på sigt delvis erstattes af gas, hvorved CO2-emissionen ved marginal el-produktion vil sænkes
betydeligt. Hvis man således ønsker at vurdere konsekvenser på langt sigt, kan det derfor være
hensigtsmæssigt at udføre en følsomhedsanalyse med gas som brændselsgrundlag for marginal elproduktion.
En sådan følsomhedsanalyse er inkluderet i nærværende projekt.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
77

Emissioner af CO2, SO2 og NOx forbundet med produktion af marginal el fremskrevet vha. Ramsesmodellen
til 2020 findes i Energistyrelsen (2005). I forbindelse med udarbejdning af en vejledning i
CO2-opgørelser (affald danmark, 2011), blev der dog foretaget nye beregninger af Energistyrelsen
vha. Ramses-modellen. Disse data findes som baggrundsdata for en rapport af Astrup et al. (2011).
Hér findes emissionerne af CO2, CH4, N2O, SO2 samt NOx per MWh marginal el fremskrevet med ét
års intervaller til 2030. Energistyrelsen har efterfølgende tilvejebragt oplysninger fra Ramsesmodelleringer
om brændselssammensætningen af den marginale el i 2020: Den består af 91,3 % ku,
4,5 % fuelolie, 3,8 % naturgas samt 0,4 % andet brændsel hovedsagelig energiafgrøder.
Emissioner ved denne type produktion er langt større end emissioner ved gennemsnitlig elproduktion.
Som eksempel kan anføres, at CO2-emissionen ved forbrug af gennemsnitlig el i 2020
vil være 315 kg CO2/MWh (Energistyrelsen, 2011), mens Ramses-fremskrivningen af marginal el til
2020 leder til emission af 842 kg CO2/MWh (her er fremskaffelse af brændsler ikke medregnet).
El-produktion giver dog anledning til andre emissioner end ovennævnte, især partikler og
tungmetaller har betydning. Da Ramses-modelleringer ikke medtager disse emissioner, og da der
ikke findes fremskrevne data i litteraturen, fremstår der to muligheder: de kan udelades, eller man
kan benytte tilgængelige data fra nutidig el-produktion som det bedste bud. Det er i nærværende
projekt valgt at følge sidstnævnte metode, idet der anvendes antagelser fra et forudgående projekt
(Møller et al., 2008), hvori der indgik modellering af dele af det danske energisystem. I dette
projekt beregnedes emissionen af tungmetaller ved marginal el-produktion på grundlag af grønne
regnskaber fra tre danske regulerkraftværker, der hovedsageligt fyrer med kul (for flere detaljer se
bilagsrapport til Møller et al., 2008).
I beskrivelse af miljøpåvirkninger ved el-produktion bør potentielle miljøpåvirkninger ved
fremskaffelse inklusiv transport af brændslet, i dette tilfælde kul, fuelolie, naturgas samt
energiafgrøder, ligeledes fremgå. Der er benyttet processer i EASEWASTE-databasen for kul, olie og
naturgasfremstilling – fremstilling af energiafgrøder er ikke inkluderet, da mængden af dette
brændsel i den marginale el-produktion er ubetydelig. Brændselsmængden per kWh er beregnet ved
at antage en el-effektivitet på 41 % for samtlige brændsler svarende til gennemsnitlig
kondensvirkningsgrad på danske kraftvarmeværker (Energistyrelsen, 2011 b).
En fuldstændig LCI for marginal el i 2020 kan findes i Bilag 8.
5.4.2. Marginal el uden for Danmark
Som beskrevet i forudgående afsnit antages dansk marginal el i 2020 at udgøres overvejende af el
produceret på kul ved kondensdrift. Situationen er imidlertid, at et antal genanvendelsesprocesser
og de tilhørende primærproduktionsprocessr tænkes at foregå i udlandet, som beskrevet i afsnit
5.3.4. Papir- og papgenanvendelse samt de tilhørende primærprocesser antages at ligge i Sverige.
Dette er ligeledes tilfældet for aluminium- og jerngenanvendelse; dog er der anvendt en proces for
primærproduktion af aluminium, der beskriver en ”world average” produktion med dertil hørende
gennemsnitlig elproduktion. For plastgenanvendelse tænkes selve genanvendelsesprocesserne at
foregå i Tyskland, mens primærproduktionen af plast henlægges til et større geografisk område i
Europa. Som den eneste genanvendelsesproces tænkes glasgenanvendelse og den tilhørende
primærproduktion af glas at ligge i Danmark.
78 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

For genanvendelsesprocesser, som ligger i Sverige, antages el-marginalen at være den samme
danske kulproducerede el, som er beskrevet i afsnit 5.4.1 ovenfor. Denne opfattelse af det svenske
el-marked understøttes til en vis grad af en række rapporter. Her kan nævnes Persson (2008), som
angiver dansk eller finsk kulkondens som nordisk el-marginalproduktion. Sköldberg et al. (2006)
nævner ligeledes dansk kulkondens som svensk el-marginal på kort sigt – på længere sigt kan
naturgas og andre energikilder dog komme til at udgøre el-marginalen, men usikkerheden i
forbindelse hermed vurderes at være stor. Skjöldberg & Unger (2008) beregner en række scenarier
med forskellige forudsætninger og viser at under antagelse af, at stigende priser på fossile
energikilder er den vigtigste faktor i fremtidens el-marked, vil et ekstra elforbrug i Sverige medføre
CO2-udslip på ca. 800 kg CO2/MWh, hvilket er i samme størrelsesorden som el fremstillet på
kulkondens.
Plastgenanvendelse antages at foregå i Tyskland, og elforbruget på disse anlæg bør derfor udgøres
af tysk marginal el. Det antages, at der her ligeledes vil være tale om elproduktion på baggrund af
kul som brændsel. Dette sandsynliggøres af den tyske udfasning af atomkraft, som ifølge flere kilder
heriblandt Bruninx et al. (2012) vil medføre, at det resulterende el-underskud vil blive dækket af
nyopførte kulkraftværker.
Afslutningsvis bør det dog bemærkes, at beregning af fremtidige el-marginaler er behæftet med
relativ stor usikkerhed, som også inkluderer indflydelse fra CO2-kvotesystemet, som beskrevet
f.eks. af Finnveden (2008).
5.4.3. Fjernvarme
Med varmesubstitutionen stiller det sig anderledes end mht. el, da der ikke findes fremskrevne data
for marginal fjernvarme i Danmark. Tidligere projekter har demonstreret, i hvor høj grad lokale
forhold spiller ind på den effektive substitution af fjernvarme, som forbrændingsanlæggenes
varmeproduktion udgør f.eks. (Møller et al., 2008). I sidstnævnte projekt sås afgørende forskelle
afhængigt af om forbrændingsanlægget lå i et centralt kraftvarmeværk eller i et decentralt
kraftvarmeværks opland (Københavnsområdet udgør et tredje væsensforskelligt placeringsområde).
I nærværende projekt ønskes varmesubstitutionen beregnet som et gennemsnit, idet der tænkes
opført et nyt dansk forbrændingsanlæg, som ud over en vist størrelse opland ikke er knyttet til noget
specielt geografisk område.
En mulighed er at benytte Ramses-modellen til at beregne et sådant gennemsnit på grundlag af de
enkelte fjernvarmenets reaktion på et mindre tilskud af affaldsvarme. Gennemsnittet for samtlige
fjernvarmenet, som alle findes i Ramses-modellen, kunne derefter betragtes som en gennemsnitlig
marginal for dansk fjernvarme. En sådan beregning findes som sagt ikke på nuværende tidspunkt,
og der benyttes derfor værdier for gennemsnitlig fjernvarme i stedet, idet det antages, at
gennemsnitlig fjernvarme ligner marginal fjernvarme. I Astrup et al. (2011) er det ligeledes
anbefalet at benytte gennemsnitsværdier, hvis mere detaljerede data for de enkelte fjernvarmenet
ikke forefindes. Energistyrelsen har beregnet emissioner af drivhusgasser, SO2 og NOx fra
gennemsnitlig fjernvarme på grundlag af brændselsforbrug for hvert enkelt fjernvarmenet og vægtet
i forhold til varmeproduktion i Danmark fremskrevet til 2030 (Energistyrelsen, 2011). Denne
gennemsnitlige fjernvarme har en CO2-emission på 150 kg/MWh. Energistyrelsen har tilvejebragt
oplysninger fra Ramses-modelleringer om brændselssammensætningen af den gennemsnitlige
fjernvarmel i 2020: Den består af 22 % træ, 21 % naturgas, 20 % affald, 16 % kul, 8 % halm, 7 % olie
og 5 % biogas.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
79

Ud over drivhusgasser, SO2 og NOX vil fjernvarmeproduktionen medføre en række andre
emissioner, der er helt afhængige af brændselstype og røggasrensningsteknologi. Disse faktorer er
meget forskellige fra fjernvarmenet til fjernvarmenet, og det er derfor valgt at undlade at estimere
disse emissioner vel vidende, at fjernvarmen derved får en bedre miljøprofil, end det er tilfældet i
virkeligheden. Livscyklusopgørelsen for dansk gennemsnitlig fjernvarme fremskrevet til 2020 kan
findes i Bilag 8.
Det bemærkes, at emissionerne fra gennemsnitlig fjernvarme er væsentligt mindre per energienhed
end marginal el. En sammenligning af den gennemsnitlige fjernvarme fremskrevet til 2020 med en
teoretisk maksimalt CO2-tung marginal fjernvarme, kommer man til samme resultat: Hvis man
antager, at der i den marginale varmeproduktion, i hvert fald i nogle fjernvarmenet, indgår
oliefyrede spidslastkedler med høj energieffektivitet kan CO2-emissionen skønnes til ca. til 360 kg
CO2/MWh (inkl. fremskaffelse af brændsel). Der er således en risiko for, at der i dette projekt sker
en vis underestimering af emissionerne ved marginal varmeproduktion ved at benytte den
gennemsnitlige fjernvarmeproduktion i stedet for den stedsspecifikke marginale fjernvarme. På den
anden side vil oliefyrede spidslastkedler kun være i brug i kolde perioder, hvorved
gennemsnitsbetragtningen vinder hævd.
80 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

6. Resultater af
miljøvurdering
Kapitel 6 beskriver resultaterne af miljøvurderingen med et opland med 150.000 enfamiliehuse og
100.000 etageboliger (resultater for hhv. 250.000 enfamilieboliger og 250.000 etageboliger findes i
Bilag 6). Kapitlet er opdelt i afsnit, som beskriver potentielle miljøpåvirkninger og
ressourcebesparelser i scenarierne, den miljømæssige rangorden af scenarierne, resultaterne af en
række følsomhedsanalyser samt til sidst et konklusionsafsnit. Resultaterne er opdelt i to afsnit, som
viser hhv. de samlede potentielle miljøpåvirkninger for scenarierne og de potentielle
miljøpåvirkninger fordelt på livscyklusfaser i de enkelte scenarier. På den måde gives et overblik
over miljøpåvirkningerne, som kan benyttes til at rangordne scenarierne, hvorefter de detaljerede
resultater fordelt på livscyklusfaser tillader en mere dybdegående forståelse af forskelle imellem
scenarierne. For at undersøge miljøvurderingens robusthed over for en række væsentlige
forudsætninger blev der udført følsomhedsanalyser, som ligeledes afrapporteres i dette kapitel.
Afslutningsvis følger et konklusionsafsnit, som fremdrager hovedresultaterne af miljøvurderingen.
De potentielle miljøpåvirkninger i scenarierne er angivet i millipersonækvivalenter (mPE) per ton
dagrenovationsaffald (dvs. dagrenovationen inklusiv de udsorterede affaldsfraktioner til
genanvendelse/materialenyttiggørelse), idet de faktiske belastninger divideres med den
gennemsnitlige årlige belastning fra én person (i dette projekt oftest belastningen fra en europæer
opgjort i referenceåret 2004) – dette kaldes normalisering. For påvirkningskategorien global
opvarmning er der desuden som supplement enkelte steder i teksten og i tabellerne angivet den
potentielle miljøpåvirkning målt i ton CO2-ækvivalenter per ton dagrenovation. Figurerne
indeholder tre typer miljøpåvirkningskategorier: De ikke-toksiske kategorier global opvarmning,
forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk smogdannelse og stratosfærisk ozonnedbrydning -
toksiske kategorier - human toksicitet via luft, human toksicitet via jord, human toksicitet via vand
og økotoksicitet i vand - og de ”andre” kategorier, som inkluderer lagret toksicitet i vand og jord og
ødelagte grundvandsressourcer. ”Miljøbelastning” forstås her som en (uønsket) belastning af
miljøet. Numerisk positive værdier betegner således (uønskede) påvirkninger af miljøet, mens
numerisk negative værdier betegner undgåede miljøpåvirkninger, dvs. (ønskede) ”miljøbesparelser”
(altså mulige forbedringer for miljøet).
Ved fortolkning af resultaterne bør der lægges vægt på især to forhold: For det første kan størrelsen
i personækvivalenter for to forskellige påvirkningskategorier kun sammenlignes indirekte, idet en
større påvirkning i én kategori betyder, at miljøpåvirkningen udgør en procentvis større del af en
gennemsnitspersons miljøpåvirkning i kategorien. Personækvivalenten siger således ikke noget om
vigtigheden kategorierne imellem. For at kvantificere forskellen i betydning imellem
påvirkningskategorierne kræves en vægtningsprocedure, som ikke er udført i denne rapport. Det
betyder dog ikke, at alle miljøpåvirkningskategorier bør indgå på lige fod i tolkning af resultaterne
af miljøvurderingen. De ikke-toksiske kategorier, som der internationalt er konsensus om, bør have
forrang for de toksiske påvirkningskategorier, som igen bør have forrang for de ”andre” kategorier,
hvis udbredelse pt. er mere begrænset.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
81

Der er ikke udført egentlige usikkerhedsanalyser i forbindelse med miljøvurderingen, da
usikkerheden forbundet med de forskellige data, der indgår i livscyklusopgørelserne, i de fleste
tilfælde ikke er kendt. Det er derfor ikke muligt at angive om forskelle mellem scenarier er
signifikante i statistisk forstand. Det er benyttet i nogle sammenhænge at regne scenarier, som
adskiller sig mere end f.eks. 10 % fra hinanden, som signifikant forskellige. Der er dog en række
problemer forbundet hermed, idet store procentvise forskelle kan skyldes, at resultaterne er
sammensat af hhv. miljøbesparelser og miljøbelastninger for de forskellige livscyklusfaser, som
indgår i et scenarie. Summen af miljøbesparelser og miljøbelastninger kan derfor være relativt små
målt i absolutte værdier. To scenarier, som udviser relativt små forskelle i de indgående
livscyklusfaser, kan på den måde være flere hundrede procent forskellige, når man sammenligner
summen af disse. En anden måde at betragte problemet på er at ignorere forskelle, som er små målt
i absolutte værdier. Her kan det udgøre et problem, at visse processer vides med sikkerhed at
forbedre eller forværre et scenarie. Det kunne f.eks. være øget genanvendelse af metal. Hvis
mængden af ekstra metal til genanvendelse er lille, vil de resulterende miljøforbedringer ligeledes
være små, men vil dog være reelle nok.
Det er derfor valgt i denne rapport at beskrive forskelle mellem scenarier med en række kvalitative
udtryk såsom ”små” ”lidt større/mindre”, ”betydelige” og ”væsentlige” etc. Som supplement hertil er
der udført en række følsomhedsanalyser, hvor parametre, som kunne tænkes at være vigtige for
miljøvurderingens resultat, er blevet varieret. På den måde konstateres det, om miljøvurderingen er
robust, dvs. om scenarierne beholder sin plads i rangordenen ved disse ændringer i
forudsætningerne.
6.1. Vurdering af de samlede potentielle miljøpåvirkninger
I Figur 7 til Figur 9 ses de samlede potentielle miljøpåvirkninger for scenarierne i de ikke–toksiske
påvirkningskategorierne, de toksiske kategorier samt de ”andre” miljøpåvirkningskategorier. I hver
miljøpåvirkningskategori findes der en søjle for hvert af de tretten hovedscenarier. I bunden af
figurerne findes en række markører, der angiver farven, som er benyttes for de enkelte scenarier.
Søjlerne står i samme rækkefølge som markørerne set fra venstre mod højre. Mht. forkortelser
anvendt for scenarierne henvises til afsnit 5.1 om scenarier i kapitel 5. For en fuldstændig
beskrivelse af scenarier inklusiv sorteringseffektiviteter henvises til kapitel 2 ”Systembeskrivelse”.
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 7
Samlede ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger.
82 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Figur 7 viser standardkategorierne drivhuseffekt, forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk
ozondannelse (smog) og stratosfærisk ozonnedbrydning. Det bemærkes, at potentiel
ozonnedbrydning er meget lille. Pga. udfasning af problemstoffer er der praktisk taget ingen
påvirkning fra håndtering af dagrenovation i denne kategori, hvorfor den ikke vil indgå i den videre
diskussion af resultaterne.
I de ikke-toksiske kategorier udviser alle scenarier numerisk negative værdier for de potentielle
miljøpåvirkninger, hvilket betyder, at scenarierne leder til miljøbesparelser, fordi de erstatter mere
forurenende teknologier og processer uden for affaldssystemet. I kategorien drivhuseffekt spænder
miljøbesparelserne fra ca. -116 mPE/ton dagrenovation i scenarie 1 (basisscenariet) til -138
mPE/ton dagrenovation i scenarie 5F (centralsortering af restaffald og biogasfællesanlæg). Det
svarer til hhv. 897 og 1067 kg CO2-ækvivalenter per ton dagrenovation. Der er således en margin for
forbedringer på ca. 19 % i kategorien drivhuseffekt fra basisscenariet til et scenarie med ca. tre
gange så høj genanvendelsesprocent.
For at sætte resultaterne i perspektiv beregnedes affaldssystemets potentiale mht. at nedsætte den
danske udledning af drivhusgasser. Ifølge Energistyrelsen (2012 c) estimeres den samlede danske
udledning i 2011 af drivhusgasser til 56,1 mio. ton CO2-ækvivalenter. Ved implementering af det
bedste scenarie, som indebærer ca. 19 % forbedring i forhold til basisscenariet, spares 170 kg CO2-
ækvivalenter/ton dagrenovation. Sammenholdt med mængden af dagrenovation på ca. 1,66 mio.
tons/år skønnes det, at Danmarks CO2-regnskab kan forbedres med ca. 0,5 % ved implementering
af dette scenarie.
Det bemærkes desuden, at alle scenarier er bedre end basisscenariet i denne
miljøpåvirkningskategori. Der er en generel tendens til, at scenarierne bliver bedre med stigende
genanvendelse. I scenarier hvor typen af biogasanlæg er eneste forskel (2A og 2F, 3A og 3F, 5A og
5F) kommer biogasfællesanlægget en lille smule bedre ud. Når posesortering sammenlignes med
tilsvarende scenarier uden (2Z med 2A, 3Z med 3A) kommer førstnævnte en lille smule mindre godt
ud. Ved sammenligning af scenarier med biologisk behandling af organisk affald med de tilsvarende
uden (4 med 3AFZ og 7 med 6AZ) ses det, at forbrændingsscenarierne er praktisk taget lig med
scenarierne, der inkluderer biogasfællesanlæg, men marginalt bedre end scenarier med Aikananlæg.
Det gøres dog opmærksom på, at forskellene generelt er små, og at der derfor bør
konkluderes med forsigtighed. Ved direkte sammenligning mellem teknologierne vil forskellene
procentuelt være mere markante, idet det organiske affald kun udgør en delmængde af den samlede
dagrenovation.
I kategorien forsuring er de absolutte forskellene mellem scenarier små, men tendensen er den
samme som for drivhuseffekt, idet scenarie 1 (basisscenariet) udviser den mindste miljøbesparelse,
og der er en svag stigning med øget genanvendelse.
Der er derimod større forskel i kategorien næringssaltbelastning, hvor scenarierne med biologisk
behandling skiller sig ud ved at have mindre miljøbesparelsen end de tilsvarende scenarier uden
biologisk behandling. Det skyldes, som forklaret mere deltaljeret i afsnit 6.3 nedenfor, at
kompostanvendelse og anvendelse af digestat fra anaerob udrådning på landbrugsjord giver
anledning til næringssaltbelastning. For at sætte dette i relation til anden brug af organiske
gødninger i samfundet er der i Bilag 10 foretaget en sammenligning af (udvalgte) miljøpåvirkninger
fra digestat, kompost og gylle ved anvendelse på landbrugsjord. Det gøres opmærksom på, at
sammenligningen i Bilag 10 ikke repræsenterer en fuldstændig LCA, hvorfor resultaterne ikke
optræder i hovedrapporten.
Fotokemisk ozondannelse (smog) giver anledning til meget små absolutte forskelle i potentielle
miljøpåvirkninger og bør derfor ikke tillægges megen vægt ved sammenligning af scenarier, men
tendensen er den samme som for drivhuseffekt og forsuring.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
83

,
20
Toksiske kategorier
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 8
Samlede toksiske potentielle miljøpåvirkninger.
De toksiske miljøpåvirkningskategorier er samlet i Figur 8. Da nettoværdierne består af bidrag fra
både miljøbesparelser og miljøbelastninger (som det kan ses i afsnit 6.3) er fortolkningen af
resultaterne kompliceret. Da de absolutte potentielle miljøpåvirkninger desuden er små
sammenlignet med de ikke-toksiske miljøpåvirkninger, er det begrænset, hvilke slutninger, der kan
drages mht. forskelle mellem scenarier. I kategorien ”Humantoksicitet via vand” bemærkes det, at
scenarier uden biologisk behandling udviser lidt større miljøbesparelser, men i de resterende
toksiske kategorier er miljøbesparelserne så små, at man bør være forsigtig med at forsøge at
adskille scenarierne.
"Andre" kategorier
250
Lagret økotoksicitet i vand Lagret økotoksicitet i jord Ødelagte grundvandsresurser
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 9
Samlede "Andre" potentielle miljøpåvirkninger.
84 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

De ”andre” miljøpåvirkningskategorier vist i Figur 9 omfatter lagret økotoksicitet i vand og jord
samt ødelagte grundvandsressourcer. Det bemærkes, at alle scenarier bidrager med numerisk
positive værdier, dvs. en direkte miljøbelastning. Mht. lagret økotoksicitet er såvel de absolutte som
de relative forskelle mellem scenarierne små. De potentielle miljøpåvirkninger i disse kategorier
skyldes næsten udelukkende tungmetaller i slagge fra forbrændingsanlæg, som lagres i jorden ved
brug af slaggen til vejbygning. Langt den største del af tungmetallerne findes i de
materialefraktioner, som i alle scenarier ender i restaffaldet. Derfor er størrelsen af de potentielle
miljøpåvirkninger i denne kategori forholdsvis ufølsomme over for udsortering af
genanvendelsesfraktioner og organisk affald.
De absolutte værdier af de potentielle miljøpåvirkninger i kategorien ødelagte
grundvandsressourcer er ikke væsentlige, men de relative forskelle mellem scenarierne er til
gengæld større. Der ses desuden et mønster, hvor scenarier med biologisk behandling udviser større
miljøbelastning end scenarierne uden. Det skyldes, som for kategorien næringssaltbelastning, brug
af kompost fra Aikan-anlægget samt restproduktet fra biogasfællesanlægget på landbrugsjord.
6.2. Vurdering af ressourcebesparelser
I UMIP-metoden, som er den LCA-metode, som benyttes i denne rapport, opgøres størrelsen af
forbrug eller besparelse af en række ikke fornybare ressourcer. Mængden målt i kilo omregnes
derefter til (milli)personreserver (mPR) vha. normaliseringsreferencen (som er det årlige forbrug af
ressourcen per person) sammenholdt med en vægtningsfaktor, som er den reciprokke værdi af
forsyningshorisonten (se tabel 18 for normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer). Enheden
personreserve beskriver, hvor meget en person og dennes efterkommere har til rådighed af den
pågældende ressource. UMIP-metoden omfatter en række ressourcer i form af energibærere som
kul, naturgas og olie samt en række metaller inklusiv jern og aluminium. Fosfor er ikke omfattet af
metoden, dvs. at der ikke forefindes normaliseringsreference og vægtningsfaktorer for denne
ressource. DTU Miljø har i anden sammenhæng (Møller et al., 2010) beregnet disse værdier ud fra
offentligt tilgængelige data, hvilke benyttes her.
Tabel 27 viser ressourcebesparelserne i scenarierne i millipersonreserver såvel som i kg per ton
dagrenovation for udvalgt ressourcer. Det bemærkes, at alle værdier er negative eller nul – der er
således tale om miljøbesparelser eller miljøneutrale scenarier i alle tilfælde. Kulbesparelsen er i
absolutte tal størst og andrager maksimalt 396 kg per ton dagrenovation i scenarie 3F.
Kulbesparelsen skyldes ikke kun direkte besparelser ved substitution af energi fra
forbrændingsanlæg og biogasproduktion, men også energibesparelser andre steder i systemet i
forbindelse med genanvendelse i stedet for primærproduktion af materialer.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
85

TABEL 27
RESSOURCEBESPARELSER I SCENARIERNE
Ressourcebesparelser i scenarier (kg/ton dagrenovation)
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Kul -305 -383 -387 -367 -392 -396 -376 -395 -374 -378 -390 -394 -393
Gas -4 -4 -4 -4 -15 -15 -14 -15 -27 -27 -14 -14 -14
Olie -2 -3 -4 -2 -21 -21 -17 -19 -32 -33 -16 -17 -18
Jern -13 -13 -13 -13 -22 -22 -21 -22 -24 -24 -20 -20 -20
Aluminium
-3 -3 -3 -3 -5 -5 -5 -5 -7 -7 -6 -6 -6
Fos- 0 -0.4 -0.3 -0.3 -0.4 -0.3 -0.3 0 -0.4 -0.3 -0.4 -0.3 0
For
Ressourcebesparelser i scenarier (mPR/ton dagrenovation)
Kul -4.1 -5.1 -5.2 -4.9 -5.2 -5.3 -5.0 -5.3 -5.0 -5.0 -5.2 -5.3 -5.2
Gas -0.2 -0.2 -0.2 -0.2 -0.6 -0.6 -0.6 -0.6 -1.1 -1.1 -0.6 -0.6 -0.6
Olie -0.1 -0.1 -0.2 -0.1 -0.8 -0.8 -0.7 -0.8 -1.3 -1.3 -0.7 -0.7 -0.7
Jern -1.0 -1.0 -1.0 -1.0 -1.8 -1.7 -1.7 -1.7 -1.9 -1.9 -1.6 -1.6 -1.6
Aluminium
-4.3 -4.3 -4.3 -4.3 -7.1 -7.1 -6.9 -7.1 -
10.5
-
10.5
-8.7 -8.7 -8.7
Fosfor 0.0 -0.6 -0.4 -0.5 -0.6 -0.4 -0.5 0.0 -0.6 -0.4 -0.6 -0.4 0.0
Dette afspejler sig i, at scenarie 1 (basisscenariet) udviser mindst kulbesparelse af samtlige
scenarier. Resten af scenarierne ligger temmelig ens mht. besparelser af kulressourcer. Når det
drejer sig om naturgas, er det ikke biogasproduktion, der er den vigtigste faktor (fordi biogas som
hovedantagelse anvendes direkte i gasmotor ved anlægget til produktion af el og varme), men øget
metalgenanvendelse, som har betydning, da der anvendes en vis mængde naturgas ved
primærproduktion af disse metaller. For jern og aluminium er det dog den direkte substitution af
nyt materiale fra affaldet, som bestemmer størrelse af ressourcebesparelsen.
Fosforressourcen beregnes udelukkende som mængden af fosfor, der substituerer uorganisk
fosforgødning, og som ender på landbrugsjord i form af kompost fra Aikan-anlægget og digestat fra
biogasfællesanlægget. Som det ses af tabellen, er der tale om en besparelse mellem -0,3 og -0,4 kg
per ton dagrenovation. Scenarier, som inkluderer Aikan-anlægget, har den største besparelse, da en
større mængede dagrenovation ender på landbrugsjord i form af kompost end i scenarier med
biogasfællesanlæg. På baggrund af disse tal kan potentialet for fosforgenanvendelse ved biologisk
behandling af den organiske del af dagrenovationen beregnes: Fra en årlig dagrenovationsmængde i
Danmark på ca. 1,66 mill. tons (Miljøstyrelsen, 2010) med gennemsnitlig 40 % organisk affald (jf.
Bilagsrapportens Bilag 2, tabel 4) kan der genanvendes omkring 660 ton fosfor ved biologisk
behandling af den organiske del vha. Aikan-anlæg – mængden er lidt mindre ved
biogasfællesanlæg. Dette tal er beregnet under forudsætning af, at den samlede
sorteringseffektiviteten for den organiske del af dagrenovationen er ca. 62 %. Det samlede
potentiale af fosfor fra dagrenovationen i Danmark vil ved antagelse af 100 % sorteringseffektivitet
således blive ca. 1065 ton fosfor per år.
Betragter man ressourcebesparelserne i Tabel 27 angivet i mPE, ses de at ligge i intervallet 0 til -
10,5 mPE per ton dagrenovation. Tallene er generelt mindre end de potentielle miljøpåvirkninger
målt i mPE, hvilket indikerer, at affaldssystemet bidrager relativt mindre til ressourcebesparelser
end til miljøbesparelser (f.eks. i kategorien drivhuseffekt og forsuring) set i forhold det omgivende
samfunds samlede aktiviteter.
Sammenlignes de forskellige typer ressourcer, ses det, at aluminiumgenanvendelse giver klart den
største besparelse målt i mPE per ton dagrenovation. Jerngenanvendelse ligger på andenpladsen
mht. besparelser ved materialegenanvendelse. Mht. ressourcebesparelser ved øget genanvendelse af
dagrenovation er det derfor især disse to materialefraktioner, der påkalder sig opmærksomheden.
86 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Direkte besparelse af energiressourcer i form af olie og naturgas betyder mindre, men
kulbesparelsen er væsentlig større målt i mPE/ton dagrenovation.
6.3. Vurdering af potentielle miljøpåvirkninger fordelt på livscyklusfaser
I dette afsnit vises de potentielle miljøpåvirkninger fordelt på livscyklusfaser. På den måde kan de
dele af behandlingssystemet, som bidrager væsentligt til miljøpåvirkningerne, identificeres, og man
kan få indsigt i deres indflydelse i de forskellige scenarier. I Tabel 28 er de forskellige
livscyklusfaser, der indgår i figurerne, beskrevet. For hver livscyklusfase er det angivet, hvilke
processer, der indgår samt navnet benyttet i figurerne.
TABEL 28
INDDELING AF AFFALDSSYSTEMET I LIVSCYKLUSFASER.
Livscyklusfase Navn i figurer Processer som indgår
Indsamling og
transport
Indsamling+transport Indsamling: fra rute begynder til vogn er fuld.
Transport: fra vogn er fuld til første behandlingsanlæg,
samt alle andre former for transport i systemet, f.eks.
transport af flyveaske til Norge
Sortering og balletering MRF´s Energiforbrug på anlæg
Biologisk behandling Biobehandl. Emissioner fra anlæg,
Udnyttelse af biogas til energiproduktion
Udbringning af kompost/digestat på landbrugsjord
Forbrænding Forbrænding Emissioner på anlæg
Brug af hjælpestoffer
Energisubstitution
Bortskaffelse af slagge og flyveaske
Glasgenanvendelse Glas Emissioner ved genanvendelsesproces
Papirgenanvendelse Papir
Substitution af primærproduktion
Papgenanvendelse Pap
For jern og aluminium desuden udsortering fra slagge
Metalgenanvendelse Jern
Aluminium
Plastgenanvendelse HDPE
LDPE
PET
PP
PS
Ekstra poseforbrug til
Optibag
Ekstra poser
Fremstilling af LDPE-plast
Forbrænding af poser
For oversigtens skyld er scenarierne samlet i tre ”familier”, således at resultaterne vises nedenfor i
3x3 figurer, fordelt med scenarie 1 og 2AFZ, scenarie 3AFZ og 4 samt scenarie 5AF og 6AF og 7 på
samme figur.
6.3.1. Scenarie 1 og 2AFZ
Figur 10 viser de ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på
livscyklusfaser. Det bemærkes, at indsamling og transport i alle tilfælde udgør en miljøbelastning,
men at størrelsen er ubetydelig i forhold til andre livscyklusfaser, som bidrager med
miljøbesparelser eller miljøbelastninger. Den eneste undtagelse er i kategorien fotokemisk
ozondannelse (smog), hvor indsamling og transport er af samme størrelsesorden som de resterende
miljøpåvirkninger, men miljøpåvirkningerne i denne kategori er samlet set ubetydelige.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
87

I kategorien drivhuseffekt spiller papirgenanvendelse en større rolle mht. miljøbesparelse end
forbrænding, der kommer på den efterfølgende plads. Miljøbesparelser mht. drivhuseffekt ved
genanvendelse af jern og aluminium er betydelig mindre. I scenarie 2AFZ, som inkluderer biologisk
behandling, bidrager denne livscyklusfase med en miljøbesparelse, som ligger mellem
genanvendelse af jern og genanvendelse af aluminium. De større miljøbesparelser i scenarie 2AFZ i
forhold til scenarie 1 (basisscenariet) skyldes derfor overvejende øget papirgenanvendelse i disse
scenarier. Sammenlignes scenarie 2A med 2Z, som inkluderer posesortering med Optibag-systemet,
ses en lidt mindre miljøbesparelse i scenarie 2Z. Det skyldes, at genanvendelsen af
materialefraktioner er lidt mindre i Optibag-systemet pga. fejlsortering af poser på anlægget, samt
at energiforbrug til sorteringsanlægget og fremstilling af ekstra posefor er større end i de andre
scenarier.
Mht. næringssaltbelastning bidrager biologisk behandling med miljøbelastninger, som skyldes brug
af kompost/digestate på landbrugsjord med udsivning af nitrat til vandmiljøet som resultat.
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
60
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
40
20
mPE / ton dagrenovation
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 10
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser.
De toksiske påvirkningskategorier vist i Figur 11 udviser et mere kompliceret mønster, især i
påvirkningskategorien humantoksicitet via vand, hvor miljøbesparelser og miljøbelastninger i
samme størrelsesorden resulterer i små samlede miljøbesparelser i scenarie 2AFZ. Aluminium-(fra
udsortering fra forbrændingsanlæggets slagge), glas- og papirgenanvendelse bidrager med
miljøbesparelser i stigende størrelse.
I kategorien humantoksicitet via jord kommer scenarier med biologisk behandling bedst ud. Det
skyldes undgået emission af fluor ved substitution af P-gødning ved udbringning af
kompost/digestat.
88 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Den biologiske behandling bidrager også med en miljøbelastning i humantoksicitet via vand; dette
skyldes hovedsagelig indhold af kviksølv i komposten/digestatet, som fordamper og derefter ender i
vandmiljøet. Det gøres opmærksom på, at der tale om Hg-mængder, som ligger væsentligt under
grænseværdien for kviksølv fastsat i Slambekendtgørelsen . I scenarie 2AFZ bidrager
forbrændingsanlægget med en miljøbelastning, som skyldes forskellen mellem
forbrændingsanlæggets Hg-emission og undgået emission ved substitution af især marginal el. I
scenarie 1 er forbrændingsanlæggets miljøbelastning væsentlig mindre. Det skyldes, at
forbrændingsanlægget i dette scenarie substituerer mere marginal el (pga. at bioaffaldet ikke
udsorteres, men forbrændes), hvorved forskellen mellem forbrændingsanlæggets Hg-emission og
undgået emission ved substitution af marginal el bliver større.
Det komplicerede sammenspil af processer, som den samlede miljøpåvirkning er et resultat af,
understreger nødvendigheden af at være forsigtig med tolkninger i de toksiske
miljøpåvirkningskategorier, da ændringer i forudsætningerne vil kunne svinge resultatet fra en
miljøbelastning til en miljøbesparelse. På den anden side viser eksemplet med humantoksicitet via
vand, at selvom den samlede miljøpåvirkning er relativ lille, kan denne bestå af numerisk positive
og negative miljøpåvirkninger, således at potentialet for forbedringer i princippet er til stede.
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
20
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
15
10
mPE / ton dagrenovation
5
0
-5
-10
-15
-20
-25
Figur 11
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser.
Figur 12 viser de ”Andre” miljøpåvirkningskategorier dvs. lagret økotoksicitet og ødelagte
grundvandsressourcer. Lagret økotoksicitet påvirkes kun af én livscyklusfase, i dette tilfælde brug af
slagge fra forbrændingsanlægget til vejbygning. Tungmetaller og andre stoffer vaskes ud af slaggen,
men en stor del resterer i vejmaterialer efter 100 år, som er LCA’ens tidsramme. Kategorien lagret
økotoksicitet opgør denne resterende mængde, som ellers ikke ville indgå i opgørelsen af potentielle
miljøeffekter. Som allerede nævnt befinder den overvejende del af tungmetaller sig i
materialefraktioner, som i alle scenarier ender i restaffaldet, og derfor er der kun meget lille forskel
mellem scenarierne i denne påvirkningskategori.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
89

Mht. ødelagte grundvandsressourcer er der også én dominerende livscyklusfase, udbringning af
kompost/digestat på landbrugsjord, dog med et lille bidrag fra anvendelse af slagge fra
forbrændingsanlægget til vejbygning. Grunden til at miljøbelastningen er størst fra scenarie 2F, er
at der udbringes mere kvælstof i dette scenarie, og størrelsen af ødelagte grundvandsressourcer er
proportional med mængden af kvælstof. I Aikan-anlægget sker der en kompostering under tag (eller
overdækket på anden måde), hvorved fordampet N fanges af et biofilter og således ikke ender i
miljøet. Dette er ikke tilfældet i biogasfællesanlægget, hvor der ikke finder et tilsvarende N-tab sted
og N-mængden, der udbringes, er således større. Dettet resulterer i en større effekt i
påvirkningskategorien ødelagte grundvandsressourcer ved udbringning på landbrugsjord.
Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
mPE / ton dagrenovation
200
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 12
"Andre" potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser.
6.3.2. Scenarie 3AFZ og 4
Figur 13 viser de ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på
livscyklusfaser. Disse scenarier indeholder i modsætning til scenarierne i afsnit 6.3.1 udvidet
kildesortering med udsortering af pap, metal og plast. Mekanismerne mht. udsorteret papir og
metal er som beskrevet i afsnit 6.3.1. Som det ses giver plastgenanvendelsesprocesserne anledning
til miljøbesparelser i samtlige kategorier, selvom de absolutte besparelser er relativt små pga. den
begrænsede mængde, der udsorteres. De forskellige plasttyper giver anledning til praktisk taget
samme størrelse miljøbesparelser i de ikke-toksiske miljøpåvirkningskategorier.
90 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
60
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
mPE / ton dagrenovation
40
20
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 13
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser.
Figur 14 viser de toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på
livscyklusfaser. De underliggende mekanismer er her de samme som beskrevet i afsnit 6.3.1 i
forbindelse med figur 10. Scenarie 4, som ikke har biologisk behandling med udbringning af
kompost/digestat på landbrugsjord, har en større samlet miljøbesparelse i forhold til de resterende
scenarier med biologisk behandling i kategorien ”Humantoksicitet via vand”. Grunden er som
nævnt, at tungmetaller i komposten/digestatet bl.a. bidrager med miljøbelastninger, som ikke
opvejes helt af besparelser ved substitution af marginal energi.
Den væsentligste forskel i forhold til scenarierne i afsnit 6.3.1 er, at plast kildesorteres, hvilket
medfører miljøbesparelser i samtlige miljøpåvirkningskategorier. Måden scenarierne er opstillet på
gør det dog ikke muligt at sammenligne plastgenanvendelse direkte med forbrændingsalternativer.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
91

Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
30
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
20
mPE / ton dagrenovation
10
0
-10
-20
-30
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 14
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser.
I de resterende miljøpåvirkningskategorier, lagret økotoksicitet og ødelagte grundvandsressourcer,
er der ingen forske på, hvilke livscyklusfaser der indgår, og hvordan de bidrager til
miljøbelastninger i forhold til i scenarierne i afsnit 6.3.1, hvorfor de udelades.
6.3.3. Scenarier 5AF, 6AF og 7
Figur 15 viser de ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på
livscyklusfaser. Der er i disse scenarier implementeret kildeopdeling og centralsortering af
genanvendelsesfraktioner. I scenarie 5AF er der desuden supplerende centralsortering af
restaffaldet. Det ses af figur 15, at den ekstra centralsortering af restaffaldet i scenarie 5AF medfører
en lille ekstrabelastning i påvirkningskategorien drivhuseffekt. Dette opvejes dog af den større
udsortering af jern og aluminium, som centralsorteringen medfører. På grund af nitratudvaskning
ved udbringning af kompost/digestat viser scenarie 7, som ikke har biologisk behandling af det
organiske affald, større miljøbesparelser i kategorien næringssaltbelastning. Mht. forsuring og
fotokemisk ozondannelse (smog) er scenarierne meget jævnbyrdige, dog med en svag fordel til
scenarie 5F.
92 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
50
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
mPE / ton dagrenovation
0
-50
-100
-150
-200
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding
Figur 15
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser.
Figur 16 viser de toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på
livscyklusfaser. Øget udsortering af aluminium og plast ved supplerende centralsortering af
restaffald giver anledning til miljøbesparelser i kategorien humantoksicitet via vand. I kategorien
”Humantoksicitet via jord” er det som nævnt substitution af fosfatholdig gødning, som resulterer i
en miljøbesparelse i forhold til scenarie 7 uden biologisk behandling.
Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
30
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
20
mPE / ton dagrenovation
10
0
-10
-20
-30
-40
Figur 16
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser.
6.3.4. Potentielle miljøbesparelser for hver genanvendelsesfraktion
I de foregående afsnit er de potentielle miljøpåvirkninger blevet opgjort for de forskellige
genanvendelsesfraktioner per ton dagrenovationsaffald. I dette afsnit vises miljøbesparelserne ved
genanvendelse per ton af den pågældende genanvendelsesfraktion.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
93

Tabel 29. viser potentielle miljøbesparelser ved genanvendelse af papir, pap, metal og glas i mPE
per ton af den pågældende materialefraktion. For drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning
er besparelserne ligeledes angiver som hhv. kg CO2-, SO2- og NO3-ækvivalenter per ton. Data for de
underliggende genanvendelsesprocesser og produktionsprocesser for virgine materialer kan findes i
et notat om valg af processer fra LCA-databaser, som forefindes som Bilag 7.
For papirgenanvendelse er den største miljøbesparelse i kategorien drivhuseffekt, hvor der er en
miljøbesparelse på -358 mPE svarende til 2,8 ton CO2-ækvivalenter/ton papir, der genvindes. Dette
er under forudsætning af, at biomasse, dvs. træ, er en begrænset ressource, hvilket medfører at
frigjort træ anvendes som brændsel i et biomasseanlæg, der erstatter fossil energi produceret på
naturgas. I tabellen ses ligeledes miljøbesparelsen, hvis det antages, at denne forudsætning ikke er
gældende. Dette medfører en væsentlig mindre miljøbesparelse for drivhuseffekt, men øgede eller
de samme miljøbesparelser i de resterende kategorier. Dette skyldes, at biomasseanlægget er mere
forurenende end det naturgasfyrede anlæg undtagen mht. emission af fossilt CO2. Det samme gør
sig gældende for papgenanvendelse.
Af de resterende materialefraktioner viser aluminium lang de største miljøbesparelser ved
genanvendelse per ton. Dette skyldes i høj grad det store energiforbrug ved fremstilling af
aluminium, der spares ved genanvendelse. Miljøbesparelserne ved jerngenanvendelse er også
væsentlig per ton, især mht. drivhuseffekt, men er noget mindre end for aluminium i de resterende
kategorier. Glasgenanvendelse har overordnet set de mindste miljøbesparelser per ton af materialet.
TABEL 29.
POTENTIELLE MILJØBESPARELSER VED GENANVENDELSE AF PAPIR, PAP, METAL OG GLAS PER TON AF
DET PÅGÆLDENDE MATERIALE UDSORTERET TIL GENANVENDELSE.
mPE/ton af den pågældende
materialefraktion
Papir
Papir uden
biomasserestriktion
Pap
Jern
Pap uden
biomasserestriktion
Aluminium
Glas
Drivhuseffekt (mPE) -358 -217 -192 -51 -327 -1389 -28
Drivhuseffekt (ton CO2-ækv.) -2,8 -1,7 -1,5 -0,39 -2,5 -10,7 -0,22
Forsuring (mPE) -4 -27 -46 -69 -58 -1469 -89
Forsuring (kg SO2-ækv.) -0,24 -1,5 -2,5 -3,8 -3,2 -80,5 -4,9
Næringssaltbelastning (mPE) -36 -42 -76 -82 -47 -549 -126
Næringssaltbelastning(kg
NO3-ækv.)
-1,7 -1,9 -3,5 -3,8 -2,2 -25,2 -5,8
Fotokemisk smog 7 -4 15 2 -61 -88 12
Ozonnedbrydning 0 0 -4 -4 0 0 -6
Humantoksicitet via luft -1 -2 4 3 -9 -466 0
Humantoksicitet via jord -1 -1 0 0 -1 -22 -10
Humantoksicitet via vand -62 -87 44 19 -65 -1416 -141
Økotoksicitet i vand -3 -6 5 3 -1 -1314 -28
Økotoksicitet i jord 0 0 0 0 0 -27 -5
Miljøbesparelser ved plastgenanvendelse er vist i Tabel 30. Plastgenanvendelse giver anledning til
miljøbesparelser i samtlige påvirkningskategorier undtagen humantoksicitet via luft, hvor der er
nogle ganske små miljøbelastninger ved HDPE-, LDPE- og PP-genanvendelse. Besparelserne per
ton plast mht. drivhuseffekt er i samme størrelsesorden som for papir og pap. Polystyren (PS) har
den største besparelse i drivhuseffektkategorien per ton af de forskellige plasttyper og har desuden
væsentlige besparelser i flere andre kategorier. Genanvendelse af Polyethylenterefthalat (PET) giver
også anledning til miljøbesparelser, der i flere kategorier overgår de andre plasttyper.
94 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 30.
POTENTIELLE MILJØBESPARELSER VED GENANVENDELSE AF FORSKELLIGE PLASTTYPER PER TON
PLAST UDSORTERET OG FINSORTERET TIL GENANVENDELSE.
mPE/ton plast HDPE LDPE PET PP PS
Drivhuseffekt (mPE) -227 -245 -409 -232 -419
Drivhuseffekt (ton CO2-ækv.) -1,8 -1,9 -3,2 -1,8 -3,2
Forsuring (mPE) -108 -132 -269 -104 -192
Forsuring (kg SO2-ækv.) -5,9 -7,2 -14,7 -5,7 -10,5
Næringssaltbelastning (mPE) -86 -107 -180 -86 -155
Næringssaltbelastning( kg NO3-ækv.) -3,9 -4,9 -8,3 -4,0 -7,1
Fotokemisk ozondannelse (smog) -157 -151 -317 -121 -114
Ozonnedbrydning 0 0 0 0 0
Human toksicitet via luft 1 1 0 1 0
Human toksicitet via jord 0 0 -4 0 -42
Human toksicitet via vand -152 -211 24 -123 -248
Økotoksicitet i vand -15 -22 7 -12 -38
Økotoksicitet i jord 0 0 0 0 -1
Ved at sammenholde disse resultater med mængden og potentialet for udsortering af de forskellige
genanvendelsesfraktioner kan det vurderes, hvor det bedst kan betale sig miljømæssigt set at sætte
ind mht. at øge genanvendelsen. For de brændbare fraktioner kan det være nyttigt at sammenligne
resultaterne med forbrænding, som vil være alternativet til genanvendelse. Det ligger dog uden for
formålet med denne rapport.
6.4. Rangordning af scenarier
Da resultaterne i denne LCA ikke vægtes, har man ikke én samlet værdi for de potentielle
miljøpåvirkninger for hvert scenarie, som man kan sammenligne med de andre scenarier. For at
undersøge hvilke scenarier, som udviser de bedste miljøprofiler, kan man betragte rangordenen
blandt scenarierne.
Tabel 31.viser rangordenen af alle scenarierne i hver enkelt påvirkningskategori, hvor 1 er det
bedste resultat (altså den største besparelse eller mindste belastning), og 13 er det dårligste. Der er
to væsentlige ting at gøre opmærksom på; for det første tager rangordningen ikke udgangspunkt i
hvor store forskellene er, men kun i om der er en absolut forskel. Der er f.eks. mht. drivhuseffekt
meget lille forskel mellem plads 1 og 2, ca.1 mPE/ton, hvorimod der i næringssaltbelastning mellem
plads 1 og 4 er ca. 17mPE/ton forskel. For det andet skal man holde bemærkningerne i starten af
kapitel 6 om fortolkning af resultater samt usikkerhed in mente, når man benytter rangordenen til
at tolke resultaterne. Det betyder bl.a., at de ikke-toksiske kategorier, som der internationalt er
konsensus om, bør have forrang for de toksiske påvirkningskategorier, som igen bør have forrang
for de ”andre” kategorier, hvis udbredelse pt. er mere begrænset.
Af Tabel 31.fremgår det, at der ikke er ét scenarie, som er bedst i samtlige påvirkningskategorier, og
heller ikke inden for en påvirkningskategorigruppe. Der er derfor ikke muligt at udnævne ét
scenarie til at være det bedste overordnet set. Det er derfor op til brugeren af resultaterne at
vurdere, hvilke påvirkningskategorier, man ønsker at vægte højest.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
95

TABEL 31.
RANGORDNING AF SCENARIER INDENFOR MILJØPÅVIRKNINGSKATEGORIER (”1” ER BEDST).
Scenarie
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Drivhuseffekt 13 11 9 12 7 2 10 3 6 1 8 5 4
Forsuring 8 12 9 13 10 3 11 6 5 1 7 2 4
Næringssaltbelastning 3 8 12 7 4 10 5 2 9 13 6 11 1
Fotokemisk ozondannelse (smog) 10 12 11 13 4 3 6 5 2 1 9 8 7
Ozonnedbrydning 13 11 10 12 3 2 4 1 6 5 9 8 7
Humantoksicitet via luft 6 12 7 13 10 4 11 5 8 2 9 3 1
Humantoksicitet via jord 13 4 10 6 3 9 5 12 1 7 2 8 11
Humantoksicitet via vand 3 12 8 13 10 6 11 2 7 4 9 5 1
Økotoksicitet i vand 12 11 10 13 7 6 9 8 2 1 5 4 3
Økotoksicitet i jord 13 10 11 12 6 7 8 9 1 2 3 4 5
Lagret økotoksicitet i vand 13 10 11 12 3 4 6 8 1 2 5 7 9
Lagret økotoksicitet i jord 13 10 12 11 3 4 6 8 1 2 5 7 9
Ødelagte grundvandsressourcer 3 9 13 5 7 11 4 1 6 10 8 12 2
Det skal understreges, at tabellen ikke kan benyttes til at adskille enkelte scenarier, da rangordenen i mange
kategorier skyldes meget små (måske ikke reelle) forskelle. Rangordenen kan derfor udelukkende benyttes som
en overordnet indikation af de enkelte scenariers miljøprofil i forhold til hinanden.
Med disse forbehold in mente kan man betragte resultaterne i de ikke-toksiske
påvirkningskategorier: her er scenariefamilierne 3, 5, 6 samt scenarie 4 og 7 i overvejende grad
højere placeret i rangordenen end basisscenariet 1 og scenariefamilie 2. Næringssaltbelastning
falder her lidt udenfor, idet scenarie 1 ligger højt i rangordenen. Betragter man rangordenen i de
toksiske kategorier er billedet mere uklart. Sammenholdt med den iboende usikkerhed forbundet
med disse kategorier vil det derfor være ukorrekt at vurdere scenariernes relative miljøpåvirkninger
på baggrund af disse kategorier. De resterende miljøpåvirkningskategorier bør ligeledes anvendes
med forsigtighed pga. deres specielle karakter.
6.5. Følsomhedsanalyser
Følsomhedsanalyser udføres dels for at undersøge om miljøvurderingen er robust over for
ændringer i en given antagelse (robust defineres i denne sammenhæng, som at rangordenen af
scenarierne ikke ændres) dels for at undersøge, om forskelle mellem scenarierne bliver mere eller
mindre markante, når forudsætningerne ændres. Følsomhedsanalyser kan ligeledes benyttes til at
vise om ændring i forudsætninger resulterer i miljøforbedringer eller miljøbelastninger for det
enkelte scenarie, hvilket kan benyttes til at optimere affaldssystemet. Det blev valgt at udføre
følgende følsomhedsanalyser (følsomhedsanalyserne gennemførtes kun for oplandet med blandede
boliger):
Naturgasbaseret marginal el
Biomasse betragtes ikke som begrænset ressource
Biomassebegrænsnings indflydelse på modellering af fjernvarme
Øget energieffektivitet på forbrændingsanlæg
Øget metanudbytte på Aikan-anlæg
Biogas substituerer naturgas i kraftvarmeværk.
96 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Følsomhedsanalyser repræsenterer systemændring såvel som teknologiændringer. Her skal gives et
kort rationale for valget af de forskellige følsomhedsanalyser:
DTU Miljø anser, at kul vil være brændsel for marginal el-produktion på mellemlang sigt, men
naturgas kan muligvis på længere sigt i højere grad overtage denne rolle.
Det er en forudsætning for miljøvurderingen, at biomasse vil være en begrænset ressource i 2020,
men dette er ikke nødvendigvis sikkert.
Ved modellering af fjernvarme blev der benyttet data for gennemsnitlig fjernvarme med det
dertilhørende energimiks. I energimikset indgår biomasse, som således er underlagt
biomasserestriktionen, men det blev i hovedscenarierne valgt at se bort fra dette, da det ville kræve
en separat modellering af energisystemet at inkludere denne effekt. For at få en ide om denne
udeladelse har nogen betydning, blev der udført en følsomhedsanalyse med en meget forsimplet
modellering af fjernvarmeproduktion med biomasse som begrænset ressource.
Som nævnt i afsnit 5.3.2 om forbrændingsanlæg blev det valgt at udføre en følsomhedsanalyse med
øget energieffektivitet for anlægget, idet de anvendte værdier i hovedscenarierne ikke
repræsenterede fremskrivning af de maksimalt mulige værdier ved optimal drift.
Metanudbyttet på biogasanlæg er en vigtig parameter for anlæggenes miljøprofil, som der kan være
mulighed for at optimere.
En anden vigtig parameter for biogasanlæg, er hvilken form for energifremstilling, der substitueres
ved brugen af den producerede biogas. I hovedscenariet blev det antaget at biogassen blev benyttet i
en gasmotor til el- og fjernvarmeproduktion. En anden mulighed vil være at opgradere biogassen til
naturgaskvalitet og koble biogasanlægget på naturgasnettet. I dette tilfælde substituerer biogassen
direkte brændslet, dvs. naturgas.
Følsomhedsanalyserne udføres kun på de scenarier, hvor de er relevante, f.eks. laves
følsomhedsanalysen ”øget metanudbytte fra Aikan-anlægget” kun på de scenarier, hvor Aikananlægget
er repræsenteret dvs. scenarierne 2A, 2Z, 3A, 3Z, 5A og 6A. Miljøpåvirkningskategorierne
”Andre” udelades, da mængden af deponeret materiale fra forbrænding ikke ændres i
følsomhedsanalyserne, og mængden af kompost til udbringning på landbrugsjord kun ændres
minimalt i scenarierne med ekstra metanudbytte på Aikan-anlægget.
6.5.1. Naturgasbaseret marginal el
Elproduktionen, som i hovedscenariet var 91 % kul, 5 % naturgas og 4 % olie, udskiftes med 100 %
naturgas. Elproduktionen udskiftes i de processer, som foregår i Danmark eller benytter dansk
marginal elektricitet, hvilket vil sige sorterings-, balleterings-, papirgenanvendelses-, forbrændingsog
biogasanlæg (for at forenkle modelleringen er den marginale el ved jern-, aluminium-, pap og
plastgenanvendelse ikke ændret i forhold til hovedscenarierne).
Følsomhedsanalysen undersøger den effekt, at elproduktionen bliver mere ”grønt” og altså vil have
mindre CO2 udledning, hvilket giver en dårligere substitution af el, men også mindre
miljøpåvirkninger ved forbrug af el.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
97

Ikke-toksiske kategorier
20.00
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0.00
-20.00
mPE / ton dagrenovation
-40.00
-60.00
-80.00
-100.00
-120.00
-140.00
-160.00
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 17
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved antagelse af naturgasbaseret marginal el-produktion.
Toksiske kategorier
Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
20
0
mPE / ton dagrenovation
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 18
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved antagelse af naturgasbaseret marginal el-produktion.
Følsomhedsanalysen viser som forventet, at der er mindre besparelser på drivhuseffekten, mens der
for næringssaltbelastning er en lidt større besparelse, dog ændres rangordnen sig ikke.
Som det ses af Figur 17 og Figur 18 ligner mønstret meget det, der ses for hovedscenarierne i Figur 7
og 8, dog som forventet med mindre miljøbesparelser totalt set i sær i kategorien ”Drivhuseffekt”,
men forskellen mellem basisscenariet og scenarierne 3-7 er nu relativt større. men forskellen
mellem basisscenariet og scenarierne 3-7 med høj genanvendelse er nu relativt større. Det
bemærkes, at de potentielle miljøpåvirkninger i kategorien ”Humantoksicitet via vand” i
følsomhedsanalysen består af miljøbelastninger, hvor de i hovedscenarierne udgjorde samlede
miljøbesparelser for de fleste scenarier. Dette skyldes, som for drivhuseffekt, en mindre fordelagtig
substitution af elproduktion.
98 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Rangfølgen af scenarierne i denne følsomhedsanalyse er meget lig den oprindelige med enkelte
undtagelser. Det skal understreges, at da der ikke er tale om konsekvent udskiftning af alle
processer, som anvender marginal elektricitet (og ingen udskiftning af varmeproduktion i det hele
taget) bør resultaterne mht. de enkelte scenariers rangfølge og indbyrdes størrelsesforhold tolkes
med forsigtighed.
Følsomhedsanalysen viser dog, at miljøvurderingen er temmelig robust over for ændringer i den
marginale elektricitet, da der kun sker få forskydning i scenariernes rangfølge.
6.5.2. Biomasse betragtes ikke som begrænset ressource
Hvis biomasse ikke betragtes som en begrænset ressource, vil det for drivhuseffekt betyde et
markant fald i besparelse for alle scenarier, fordi den sparede mængde biomasse ikke vil substituere
el- og varmeproduktion på fossilt brændsel. Men forskellene mellem basisscenariet og scenarierne
3-7 med høj genanvendelse er nu relativt mindre. De øvrige påvirkningskategorier bliver også
påvirket, men i mindre grad.
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 19
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved antagelse af at biomasse ikke er en begrænset ressource.
Toksiske kategorier
20
Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 20
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved antagelse af at biomasse ikke er en begrænset ressource.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
99

Resultatet viser, at påvirkningskategorierne forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk
ozondannelse (smog) og humantoksicitet via vand alle giver en større besparelse, når
biomassebegrænsningen fjernes. Disse større besparelser skyldes, at afbrændingen af biomasse ikke
længere sker, og emissionerne fra denne proces fjernes. På den anden side mistes der en forholdsvis
stor CO2 besparelser
Følsomhedsanalysen viser, at miljøvurderingen er forholdsvis robust over for ændring af antagelsen
om biomasse som begrænset ressource, da der kun sker få forskydning i scenariernes rangfølge,.
Det bør dog bemærkes, at scenarie 1 ikke længere ligger på sidstepladsen mht. besparelse i
kategorien ” drivhuseffekt”, og at potentialet for forbedringer i denne kategori er væsentligt mindre
end under antagelse af at biomasse er en begrænset ressource.
6.5.3. Biomassebegrænsnings indflydelse på fjernvarmeproduktion
Under antagelse af at biomasse er en begrænset ressource, vil substitution af energi produceret ud
fra biomasse i virkeligheden medføre substitution af fossilt brændsel et andet sted i systemet. I den
gennemsnitlige fjernvarme for 2020 (beregning foretaget af Energistyrelsen) indgår der 8 % halm
og 22 % træ som brændsler. I følsomhedsanalysen blev denne biomasse udskiftet med 50 % kul og
50 % naturgas, hvilket er et forsøg på at modellere den ekstra CO2-udledning
biomassebegrænsningen giver anledning til. Denne ændring formodes at give øgede besparelser i
samtlige påvirkningskategorier, da den substituerede fjernvarme bliver mere ”sort”.
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 21 Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved modellering af biomassebegrænsning i
fjernvarmeproduktion.
100 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Toksiske kategorier
20
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 22
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved modellering af biomassebegrænsning i fjernvarmeproduktion.
Resultaterne illustrerer en mærkbar større besparelse i påvirkningskategorierne drivhuseffekt,
forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk smog og human toksicitet via vand. For drivhuseffekt
er der en større besparelse på op til 13 %.
Ændringen af fjernvarmen har dog ikke nogen væsentlig effekt på rangordnen, og miljøvurderingen
er derfor robust over for denne ændring.
6.5.4. Øget energieffektivitet på forbrændingsanlæg
Energieffektiviteten ændres i denne følsomhedsanalyse fra 22 % el og 73 % fjernvarme til
henholdsvis 26 % og 71 %. Dette giver en større substitution af el og en mindre af fjernvarme. Det
samlede resultat giver en øget besparelser især for basisscenariet, som har mest affaldsforbrænding
(og især for kategorierne drivhuseffekt og humantoksicitet via vand).
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 23
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved øget energieffektivitet på forbrændingsanlæg.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
101

Toksiske kategorier
20
Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 24
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved øget energieffektivitet på forbrændingsanlæg.
Figurerne illustrerer en stigning i besparelsen i kategorien drivhuseffekt og humantoksicitet via
vand, dog kun på få mPR/ton. Selvom ændringen kun lige er synlig i det samlede scenarie, er der
for scenarie 1 (det scenarier med mest forbrænding) en stigning i besparelse på ca. 15 %, når man
kun ser på forbrændingsanlæggets besparelse.
Der medfølger kun små ændringer af de overordnede resultater, og miljøvurderingen er derfor i al
væsentlighed robust over for denne ændring.
6.5.5. Højere metanudbytte på Aikan-anlæg
Et højere metan udbytte på Aikan-anlægget på 70 Nm 3 /ton svarer stort set til følsomhedsanalysen
for forbrændingsanlægget. Det højere metanudbytte giver en større el- og fjernvarmesubstitution,
som kan ses på drivhuseffekten og humantoksicitet via vand.
102 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
-40
mPE / ton dagrenovation
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 25
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved højere metanudbytte på Aikan-anlæg.
Toksiske kategorier
20
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 26
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger ved højere metanudbytte på Aikan-anlæg.
Visuelt er det meget svært at se ændringerne på figurerne i forhold til hovedscenarierne, men for
drivhuseffekt er der en stigning i besparelse på ca. 25 %, når man kun ser på anlæggets
påvirkninger, men samlet set for hele scenarie 2A er stigningen kun ca. 1 %.
Der er kun små ændringer i de samlede scenarier, og miljøvurderingen er derfor robust i forhold til
denne ændring i forudsætninger.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
103

6.5.6. Biogas substituerer naturgas
I denne følsomhedsanalyse opgraderes biogassen fra den biologiske behandling til (distributions-)
naturgasnettet og substituerer naturgas direkte. Opgraderingen har i sig selv et elektricitetsforbrug
samt et lille tab af metan.
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 27
Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger når biogas substituerer naturgas.
Toksiske kategorier
20
Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 28
Toksiske potentielle miljøpåvirkninger når biogas substituerer naturgas.
Resultatet viser et fald i drivhuseffektbesparelse for alle de påvirkede scenarier i forhold til
hovedantagelserne for samme scenarier, hvor biogassen blev udnyttet direkte på biogasnalægget
vha. en gasmotor. Dette medfører, at scenarie 4 og 7 uden biogasproduktion bliver marginalt bedre i
denne påvirkningskategori end de tilsvarende scenarier, som inkluderer biogasproduktion. Det
gøres dog opmærksom på, at da der er tale om en forsimplet modellering af konsekvenserne af at
opgradere biogassen, bør dette resultat tolkes med forsigtighed.
104 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

6.6. Konklusioner
Nedenfor er de væsentligste konklusioner af miljøvurderingen af øget genanvendelse af
dagrenovation beskrevet i form af generelle konklusioner, som omhandler hele eller dele af
affaldssystemet.
Ved rangordning af scenarier i alle påvirkningskategorier var der ikke ét enkelt scenarie, som
var bedst i alle miljøpåvirkningskategorier. Der er således ikke ét scenarie, som uden
forbehold kan siges at have den bedste miljøprofil. Det er derfor nødvendigt at betragte
rangordenen i de potentielle miljøpåvirkninger i de forskellige kategorier for sig.
Betragtes rangordenen af scenarierne i de ikke-toksiske påvirkningskategorier er
scenariefamilierne 3, 5, 6 samt scenarie 4 og 7 i overvejende grad bedre placeret i rangordenen
end basisscenariet 1 og scenariefamilie 2. Næringssaltbelastning falder her lidt udenfor, idet
scenarie 1 ligger bedst i rangordenen.
Drivhuseffekten udgør den største besparelse målt i personækvivalenter (PE) af de ikketoksiske
og toksiske miljøpåvirkningskategorier. På den måde kan affaldssystemet i disse
kategorier siges at spille den største rolle mht. drivhuseffekt, idet affaldssystemets besparelser
i forhold til samfundets samlede miljøpåvirkninger i denne påvirkningskategori er relativt
størst.
De numeriske forskelle mellem scenarier i de ikke-toksiske miljøpåvirkningskategorier var
generelt små. Mht. drivhuseffekt var de bedste scenarier ca. 19 % bedre end basisscenariet.
Beregnet per ton husholdningsaffald var miljøbesparelserne i kategorien drivhuseffekt størst
for papirgenanvendelse. Miljøbesparelser pga. genanvendelse af aluminium, jern, plast og pap
var langt mindre målt per ton samlet dagrenovation.
Beregnet per ton af den pågældende affaldsfraktion udsorteret til genanvendelse var
miljøbesparelserne størst for aluminium i samtlige miljøpåvirkningskategorier undtagen
kategorien fotokemisk smogdannelse. Mht. drivhuseffekt fulgte derefter papirgenanvendelse
og jerngenanvendelse. Plastgenanvendelse bidrager ligeledes med besparelse i næsten
samtlige kategorier. Papgenanvendelse bidrager med de mindste besparelser mht.
drivhuseffekt af samtlige udsorterede affaldsfraktioner per ton af affaldsfraktionen.
Scenarierne med biologisk behandling med biogasfællesanlæg og forbrænding giver praktisk
taget samme resultat for drivhuseffekt, men for næringssaltbelastning er scenarier med
forbrænding af organisk affald bedre, fordi anvendelse af organisk gødninger giver en øget
næringssaltbelastning sammenlignet med kun at anvende handelsgødning.
Biogasfællesanlæg er marginalt bedre (under de valgte forudsætninger) end Aikan-anlæg mht.
drivhuseffekt pga. højere udnyttelse af metanpotentialet, som ikke helt opvejes af, at Aikananlæggets
behandler mere affald pga. større robusthed over for urenheder. Aikan-anlægget er
bedre mht. næringssaltbelastning da mindre nitrat udsiver fra landbrugsjord ved udbringning
af kompost.
Optisk posesorteringsscenarierne giver anledning til lidt mindre potentielle miljøbesparelser
end scenarierne uden posesortering i alle kategorier, hvilket overvejende skyldes tab af
kildesorterede affaldsfraktioner ved fejlsortering på det optiske posesorteringsanlæg, og i
mindre grad ekstra energiforbrug til sortering eller til større poseforbrug.
Indsamling og transport udgør i alle scenarier en miljøbelastning, som dog spiller en meget
lille rolle i forhold til miljøbesparelser og miljøbelastninger i behandlingsfasen
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
105

Alle scenarier viste ressourcebesparelser for udvalgte ressource bestående af kul, naturgas og
olie, jern og aluminium samt fosfor. Målt i personreserver (PR), som opgør ressourceforbruget
som en mængde, der er til rådighed for en enkelt person, bidrager affaldssystemet med små
besparelser i størrelsesordenen 0 til 11 milli PR/ton dagrenovation.
Ressourcebesparelsen af fosfor ved udbringning af kompost/digestat fra biologisk behandling
var 0,3 kg for biogasfællesanlægget og ca. 0,4 kg fosfor for Aikan-anlægget per ton
dagrenovation. Fra en årlig dagrenovationsmængde i Danmark på ca. 1,66 mill. tons kan der
genanvendes omkring 660 ton fosfor ved biologisk behandling af den organiske del vha.
Aikan-anlæg – mængden er lidt mindre ved biogasfællesanlæg. Dette tal er beregnet under
forudsætning af, at den gennemsnitlige sorteringseffektiviteten for den organiske del er ca. 62
%. Det samlede potentiale i Danmark ved antagelse af 100 % sorteringseffektivitet, er således
ca. 1065 ton fosfor per år.
For at sætte resultaterne i perspektiv beregnedes affaldssystemets potentiale mht. at nedsætte
den danske udledning af drivhusgasser: Ved implementering af det bedste scenarie, som
indebærer ca. 19 % forbedring i forhold til basisscenariet, skønnes det, at Danmarks CO2-
regnskab kan forbedres med ca. 0,5 %.
For de toksiske miljøpåvirkninger er effekten af de enkelte scenarier meget lille målt som
personækvivalenter, og der er meget stor usikkerhed på beregningerne. Scenarierne må under
de givne forudsætninger anses for praktisk taget ligeværdige mht. de toksiske
miljøpåvirkningskategorier.
Miljøvurderingen har vist sig at være temmelig robust, dvs. rangordenen og det relative
størrelsesforhold mellem scenarierne ændrede sig ikke væsentligt som følge af en række
ændrede forudsætninger, herunder ændrede antagelser om brændsler til marginal el- og
varmeproduktion, biomassebegrænsning og øget effektivitet af forbrændingsanlæg.
106 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

7. Metode for
samfundsøkonomisk
vurdering
I dette kapitel beskrives den anvendte metode og tilgang til den samfundsøkonomiske analyse.
Analysen er udført i overensstemmelse med Miljøministeriets vejledning i ”Samfundsøkonomisk
vurdering af miljøprojekter” (Miljøministeriet, 2010). Det betyder, at der er gennemført både en
velfærdsøkonomisk og budgetøkonomisk analyse af de opstillede scenarier. De væsentligste
aspekter og antagelser ved de to analyser er kort beskrevet i det følgende. Desuden er kapitel 8
dedikeret til centrale forudsætninger og antagelser i den samfundsøkonomiske analyse.
7.1. Generel velfærdsøkonomisk metode
I grundlaget for en politisk beslutning indgår en række forskellige aspekter, hvoraf en
velfærdsøkonomisk vurdering kun er ét blandt flere. Den velfærdsøkonomiske vurderings bidrag er
en økonomisk analyse, hvor der foretages en konsistent afvejning af projekternes gevinster og
omkostninger.
Det velfærdsøkonomiske resultat udtrykker summen af fordele og ulemper ved projektets
konsekvenser for samfundet som helhed af de værdisatte effekter. Resultatet opgøres i nutidsværdi
ved hjælp af diskontering af fremtidige effekter, eller ved omregning af effekter over tid til en
annuiseret værdi ud fra diskonteringsraten og tidshorisonten. I nærværende analyse er beregnet
årlige værdier. I den velfærdsøkonomiske analyse medregnes såvel de direkte økonomiske
konsekvenser som miljømæssige effekter mht. klima og luftforurening (beregnet i miljøvurderingen
i nærværende rapport) og udtrykt i kroner via de velfærdsøkonomiske enhedsomkostninger, som
fremgår af en række kilder.
Vurderingen af et projekts samlede lønsomhed baseres på værdien af det velfærdsøkonomiske
overskud, hvor en positiv værdi indikerer, at det vil være fordelagtigt for samfundet samlet set at
gennemføre projektet.
I vurderingen af det velfærdsøkonomiske resultat er det vigtigt at holde sig for øje, at der inden for
miljøøkonomi som oftest er konsekvenser, som det enten ikke har været muligt at inddrage i
analysen eller ikke har været muligt at værdisætte.
Derfor vurderes følgende i sammenhæng med den velfærdsøkonomiske analyse:
Ikke-værdisatte effekter
Usikkerhed
Fordelingsmæssige konsekvenser.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
107

7.1.1. Ikke værdisatte effekter
En velfærdsøkonomisk analyse vil sjældent kunne medtage den økonomiske påvirkning af samtlige
konsekvenser af et givent tiltag. En række miljøeffekter må nødvendigvis udelades i praksis, enten
fordi der ikke findes pålidelige metoder til kvantificering af effektens størrelse, eller fordi
miljøeffekten ganske vist er opgjort i miljøvurderingen, men hvor der ikke findes brugbar
værdisætning (enhedspris) for denne effekt. Endelig udelades effekter, som på forhånd og med god
sikkerhed vurderes at være uden betydning for resultatet, fordi effekten er meget lille, og hvor en
værdisætning vil være ressourcekrævende eller vanskelig.
De effekter, som ikke værdisættes i den velfærdsøkonomiske analyse, kvantificeres så vidt muligt i
livscyklusanalysen, og deres betydning vurderes i forhold til det samlede resultat.
7.1.2. Usikkerheder
For en del af de effekter, der medtages i analysen, er både kvantificeringen af effekten og
værdisætningen usikker. Følsomhedsanalyser er derfor en væsentlig del af den velfærdsøkonomiske
analyse, idet de sikrer, at betydningen af disse usikkerheder afdækkes.
En væsentlig del af konklusionen på en velfærdsøkonomisk analyse er derfor at beskrive kritiske
forudsætninger, der har afgørende betydning for størrelsen eller fortegnet af nettonutidsværdien.
7.1.3. Fordelingsmæssige konsekvenser
Nutidsværdien af det velfærdsøkonomiske overskud vil aldrig kunne udgøre hele
vurderingsgrundlaget, uanset om alle relevante effekter kunne værdisættes. For den politiske
beslutningstager vil der desuden være fordelingsmæssige hensyn, det vil sige, hvordan gevinster og
omkostninger rammer forskellige befolkningsgrupper fordelt på f.eks. geografi (bl.a. om en given
teknologi har gavnlige effekter for udkantsområder), indkomst, alder, forbrugere/producenter,
skatteborgere osv. En sådan opgørelse ligger uden for denne analyses rammer.
De fordelingsmæssige konsekvenser af direkte økonomiske påvirkninger afdækkes i analysen i den
budgetøkonomiske analyse, hvor der fokuseres på affaldsproducenter (dvs. private husstande),
transportører og behandlingsvirksomheder.
7.2. Centrale forudsætninger og antagelser i den samfundsøkonomiske
analyse
Der indgår en række centrale beregningsmæssige forudsætninger i den samfundsøkonomiske
analyse. Disse er summeret i nedenstående tabel, og der er i det følgende redegjort for de anvendte
forudsætninger.
108 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 32
BEREGNINGSMÆSSIGE FORUDSÆTNINGER.
Parameter
Grundlæggende metode
Værdi/forudsætning
Køberprismetode baseret på velfærdsøkonomiske principper
Beregningsår 2020
Diskonteringsrate 5 %
Nettoafgiftsfaktor 35 %
Skatteforvridningsfaktor 20 %
Geografisk afgrænsning
Prisniveau, resultater
Prisniveau, forudsætninger
Resultatopgørelse
Afskrivningsperioder
International med national særberegning
2012-prisniveau, køberpriser
2012-prisniveau, faktorpriser
Enhedspriser, kr./ton dagrenovation
Bygninger: 25 år, Maskiner: 15 år, Affaldsbeholdere 10 år,
Mobilt: 8 år
7.2.1. Beregningspriser og værdisætning af miljøeffekter
Generelt er beregningspriserne for resultaterne i analysen så vidt muligt og hensigtsmæssigt opgjort
i køberprisniveau (dvs. inkl. gennemsnitligt netto-afgiftstryk mv.), mens forudsætninger generelt er
præsenteret i faktorpriser. Køberpriserne antages at være udtryk for forbrugernes marginale
betalingsvillighed og kan med den forudsætning anvendes som indikatorer på forbrugernes
marginale nytte af goderne. Alle værdier er opgjort i 2012-prisniveau.
Generelt antages de velfærdsøkonomiske konsekvenser fra tidligere led i produktionsprocessen eller
fra fortrængt produktion implicit at være medregnet i de anvendte beregningspriser på input og
produkter for de betragtede processer.
Et særligt aspekt knytter sig til miljøeffekterne fra de tidligere led og fortrængt produktion. Kun i
det omfang disse er fuldt internaliserede via afgifter på de pågældende markeder, kan de også
betragtes som medregnet i de ovennævnte priser. Det har ikke været muligt at opgøre omfanget af
denne internalisering og det har derfor heller ikke givet mening at forsøge at korrigere priserne i
forhold til disse miljøeffekter. Sparede miljøeffekter fra den fortrængte produktion af processernes
produkter er medregnet på basis af resultaterne af livscyklusvurderingen, dog kun for så vidt angår
effekter på klima og luftforurening.
For de miljøeffekter, hvor kvantificering har været mulig, er der anvendt beregningspriser udtrykt
per fysisk enhed. For de miljøeffekter der handles på kvotemarkeder (dvs. for drivhusgasser) er der
regnet med kvotepriser som følge af Energistyrelsens (2011) anbefalinger herom. Der er for øvrige
miljøeffekter regnet med skadesomkostningen. Hvis ikke der kunne findes en troværdig kilde til
fastlæggelse heraf, kunne man for de effekter (f.eks. NOx) hvor der eksisterer fastlagte
målsætninger (og dermed en implicit beregnelig skyggepris på udledningen) have anvendt en
implicit beregnelig skyggepris på udledningen. Skyggeprisen er udtryk for den marginale
velfærdsøkonomiske omkostning ved at opfylde målsætningen.
For CO2 kvoteprisen er anvendt Energistyrelsens (2011) bud for 2020. De øvrige priser er
fremskrevet til 2012 prisniveau. De anvendte enhedspriser er angivet i Tabel 33.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
109

TABEL 33
VELFÆRDSØKONOMISKE BEREGNINGSPRISER FOR EMISSIONER TIL LUFT.
Emission Enhed Pris Kilde
CO2 kr./ton 300 ENS (2010)
Metan kr./ton 6.308 ENS (2010)
N2O kr./ton 93.125 ENS (2010)
Partikler kr./kg 107 DMU (2010)
NOX kr./kg 57 DMU (2010)
SO2 kr./kg 89 DMU (2010)
CO kr./ton 9 DTU Transport (2010)
HC kr./kg 3 DTU Transport (2010)
Hg kr./kg 2.100 DMU (2007)
Bly kr./kg 12.692 DMU (2007)
Dioxiner kr./g 2.078.729 COWI (2004)
Note: For partikler er benyttet en enhedsomkostning for PM2.5, men EASEWASTE opererer ikke med en skarp
opdeling i forhold til partikelstørrelser. Der er derfor knyttet nogen usikkerhed til værdiansættelsen af partikler.
7.2.2. Diskonteringsraten
For at kunne omregne effekter, der falder over tid, til en årlig værdi, anvendes en diskonteringsrate.
Diskonteringsraten afspejler samfundets forventede fremtidige afkast på investeringer. Det er p.t.
praksis i Danmark at anvende en diskonteringsfaktor på 5 % for miljøanalyser.
7.2.3. Skatteforvridning og nettoafgiftsfaktor
I overensstemmelse med anbefalingerne i Miljøministeriet (2010) medregnes der et
skatteforvridningstab. Forvridningsfaktoren skal fastsættes i overensstemmelse med
Finansministeriets vejledning, dvs. til 20 %.
Der er ikke regnet med markedsforvridninger ud over den generelle skatteforvridningstab i den
velfærdsøkonomiske analyse. Skatteforvridningstabet fastsættes til 20 % af nettoforskellen mellem
skatte- og afgiftsindtægter i basisscenariet og de øvrige scenarier.
De velfærdsøkonomiske totalomkostninger udtrykkes i køberpriser i analysen. For at udtrykke
produktionsgodernes marginale værdiproduktivitet i et prisniveau, der afspejler
betalingsvilligheden for de resulterende produkter, skal produktionsgodernes faktorpriser forhøjes
med en gennemsnitlig nettoafgiftsfaktor. Nettoafgiftsfaktoren udtrykker det afgiftstryk, der i
gennemsnit findes på forbrugsvarer.
Ifølge Miljøministeriet (2010) skal anvendes den af Finansministeriet fastsatte nettoafgiftsfaktor.
Der anvendes derfor en nettoafgiftsfaktor på 35 % svarende til forventet anbefaling fra
Finansministeriet (jf. Finansministeriets udkast til vejledning i udarbejdelse af
samfundsøkonomiske konsekvensvurderinger, juni 2012.
110 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

7.2.4. Geografisk afgrænsning
Ifølge Miljøministeriet (2010) skal man som udgangspunkt anvende en national afgrænsning i den
velfærdsøkonomiske vurdering.
Den nationale afgræsning anvendes ud fra en betragtning om, at det er konsekvenserne for det
danske samfund, som skal afspejles i et beslutningsgrundlag, og at vurderingen af konsekvenserne
skal ske på grundlag af den danske befolknings præferencer målt ved den på markedet udtrykte
eller den indirekte afslørede betalingsvilje for goderne. Ifølge denne definition er det altså uden
betydning for resultatet, om behandlingen foretages af dansk eller udenlandsk ejede virksomheder.
En national afgrænsning medfører imidlertid, at man ikke skal medtage miljøkonsekvenserne i
andre lande, og det kan problematiseres, om afgrænsningen er hensigtsmæssig i forbindelse med
vurderingen af projekter med miljøeffekter i udlandet, hvilket er tilfældet for håndtering af
dagrenovation.
Det fremgår af Miljøministeriets vejledning side 70, at ”Ifølge det nytteetiske vurderingsgrundlag
bør den velfærdsøkonomiske vurdering omfatte projektets konsekvenser for alle berørte personer
i ind- og udland. Nytteetikken tilsiger altså, at der under alle omstændigheder bør anlægges et
globalt perspektiv i forbindelse med den velfærdsøkonomiske vurdering, og at der derfor bør
benyttes en global afgrænsning ved konsekvensbeskrivelsen. … I de senere år er der imidlertid
selv ved vurdering af indenlandske miljøprojekter en tendens til at forlade den snævre nationale
afgrænsning af konsekvensbeskrivelsen. ”
Blandt andet inden for affaldssektoren har valget af afgrænsning en vis betydning for vurdering af
miljøeffekter, siden affald i stigende grad er en international handelsvare. Væsentlige
miljøpåvirkninger - positive såvel som negative - kan således tænkes at ske i udlandet.
I dette projekt er de væsentligste miljøpåvirkninger i udlandet CO2 udledninger fra
energiproduktion til primær produktion og diverse miljøeffekter fra indvinding af materialer. CO2
er en grænseoverskridende forurening, hvor skadesomkostningen ikke afhænger af
udledningsstedet. Derudover vil der i mange tilfælde være tale om, at udledningen af drivhusgasser
allerede er kvotebelagt eller må forventes at være det i 2020. For den kvotebelagte del af
virksomhederne (fx kraftvarmeværker) antages omkostningen til kvotekøb at indgå i
virksomhedernes salgspriser (i faktorpriser). For eksempel er kvoteomkostningen inkluderet i de
anvendte el- og varmepriser. For den kvotebelagte del skal der derfor ikke i miljøregnskabet lægges
en værdi af udledningen af klimagasser oven i disse virksomheders salgspriser. Størstedelen af
forbrændingsanlæg kommer under kvoteloftet, men først fra 2013. Disse virksomheder er i
beregningerne behandlet som værende uden for kvoteloftet.
7.2.5. Allerede afholdte investeringer
Opgørelsen af de samlede anlægsinvesteringer for en behandlingsform afhænger af, hvordan man
opgør værdien af eksisterende kapitalapparat. Der er her to alternativer:
"Bar mark"-antagelsen, hvor alle dele af produktionsanlægget medregnes til de omkostninger,
det koster at producere dem.
"Alternativomkostnings"-antagelsen, hvor eksisterende dele af anlægget opgøres til den værdi,
som det vil have under bedste alternative anvendelse.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
111

Denne analyse omhandler en teknikvalgsproblemstilling. Det vil sige, at det skal afdækkes, hvilken
af forskellige metoder til håndtering af dagrenovation, som er mest rentabel for samfundet på langt
sigt. I forbindelse med analyser af denne type anbefales det i Miljøministeriet (2010), at man ikke
medtager allerede afholdte investeringer ud fra en begrundelse af, at man ikke skal være låst af
allerede foretagne valg, når man skal beslutte, hvilken teknik der er den bedste. "Bar mark"-
antagelsen benyttes derfor i analysen, hvilket betyder at de fulde investeringer ved de forskellige
metoder til håndtering af dagrenovation medregnes gennem anvendelse af de løbende prisdata,
uanset om de allerede er afholdt eller ej.
7.2.6. Optimering af affaldssystem
Det er i alle scenarier med øget genanvendelse forsøgt at optimere affaldssystemet for at sikre størst
mulig sammenlignelighed. Optimeringen består først og fremmest i at sikre størst mulig
fyldningsgrad i beholderne til indsamling af affald, da indsamlingsomkostningerne er den mest
betydende udgift i affaldshåndteringen. For enfamilieboliger er det forsøgt at vælge så lave
tømningsfrekvenser som muligt givet visse minimumskrav. For etageboliger er antallet af
husstande, som deler beholdere, søgt optimeret, sådan at beholderne er fyldte, når de tømmes.
Disse optimeringer ligger i tråd med den måde, man i praksis administrerer affaldsindsamling i
dag.
Derudover er det forudsat, at anlægsstørrelserne ikke nødvendigvis skal svare til affaldsoplandets
affaldsproduktion, idet samarbejde mellem oplandene gør det muligt at opnå stordriftsfordele på
visse typer anlæg.
7.2.7. Enhedsomkostninger
Analysen er opbygget, så der tages udgangspunkt i ét ton dagrenovation. Denne tilgang er dels valgt,
fordi det er nemmere at fortolke dette resultat end de samlede samfundsøkonomiske omkostninger,
og dels fordi den samfundsøkonomiske analyse dermed bedre kan sammenlignes med
livscyklusvurderingen, hvor resultaterne ligeledes opgøres per ton affald.
7.3. Budgetøkonomisk analyse
Opgørelse af den direkte økonomiske påvirkning af de enkelte berørte parter betegnes en
budgetøkonomisk analyse. Den budgetøkonomiske analyse omfatter udelukkende de direkte
finansielle omkostninger/gevinster, der pålægges forskellige dele af samfundet i forbindelse med
affaldshåndteringen, og belyser således de direkte fordelingsmæssige konsekvenser.
De budgetøkonomiske konsekvenser bør opgøres for de forskellige samfundsgrupper, som påvirkes
mest markant. I denne analyse omfatter disse potentielt:
Kommunerne/affaldsselskaberne
Affaldsproducenter (husholdninger og erhverv)
Behandlingsvirksomhederne
Statsfinanserne
Udover ovenstående interessenter vil en række øvrige aktører blive påvirket økonomisk,
eksempelvis vognmænd. Påvirkningen af disse aktører er imidlertid af mindre omfang.
Den budgetøkonomiske analyse afdækker de økonomiske konsekvenser for hver enkelt type aktør,
som påvirkes af de belyste alternativer.
112 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Med udgangspunkt i den eksisterende danske hvile-i-sig-selv regulering vil omkostningerne ende
hos affaldsproducenterne. Den pris, som husholdninger betaler for at få behandlet deres
dagrenovation, skal nemlig afspejle omkostningerne. Derved vil evt. forøgede omkostninger til
indsamling, transport, omlastning og behandling af husholdningsaffald afholdt af kommune,
affaldsselskab eller behandlingsvirksomhed i sidste ende skulle afholdes af affaldsproducenterne
(husholdninger og erhverv).
Den budgetøkonomiske analyse koncentrerer sig derfor om at klarlægge, hvordan
affaldsproducenterne (private husstand), transportører og behandlingsanlæg påvirkes. Da hvile-isig-selv
reguleringen er i spil her, vil de to sidstnævnte effekter i sidste ende påfalde
husholdningerne. De budgetøkonomiske forhold drejer sig derfor alene om at se på virkningen for
husholdningerne. 34
7.4. Forbrugerens oplevede fordele og ulemper
I overensstemmelse med praksis i de fleste af Miljøstyrelsens "Miljøprojekter", skal
husholdningernes tidsforbrug og evt. besvær ikke værdisættes og medregnes. Dette betyder at f.eks.
tidsforbruget ved at bringe papir til en papirkube ikke medregnes i referencescenariet, og at den
følgende tidsbesparelse når papir indsamles ved husstanden ikke godskrives alternativscenariet.
Endvidere er der ikke taget højde for husholdningernes oplevede fordele og ulemper ved forskellige
indsamlingssystemer. Her tænkes på f.eks. pladsforbrug til flere beholdere, kompleksitet i
affaldssorteringen, kundens vurdering af affaldssystemets miljømæssige profil (f.eks. den oplevede
fordel ved at affaldshåndteringen er "grøn" / "klimavenlig") osv. Disse elementer ville kunne
undersøges med f.eks. såkaldte Stated Preference (SP) analyser, som værdisætter sådanne
kvalitative begreber. Der findes imidlertid ikke tilstrækkeligt omfangsrige danske SP analyser på
området, hvorfor sådanne fordele og ulemper ikke kan belyses.
7.5. COWIs IDA-SOFIA model
Den af COWI udviklede IDA-SOFIA model er en regnearksmodel som gør detaljeret rede for
indsamlings- og behandlingsomkostninger for husholdningsaffald. Affaldet er opdelt både på
fraktioner, strømme og familietyper. Hermed kan de enkelte fraktioners bidrag til omkostningerne
spores. Endvidere gøres der rede for fraktioners og strømmes eventuelle deling af beholdere i
indsamlingen. Det gør det muligt præcist at beregne tømningsvolumenet i de enkelte beholdere.
Hermed kan forudsætninger om tømningsfrekvenser og deling af beholdere justeres, så der ikke
forekommer uhensigtsmæssig forskelsbehandling mellem scenarier pga. forskellige antagelser om
tømning.
Modellen gør også rede for en række forskellige behandlingsformer, både forbrænding, biologisk
behandling og forskellige sorteringsanlæg, hvor der også beregnes energiafgifter. Udsorterede
materialer sælges til genanvendelse. Endelig gøres der detaljeret rede for transportarbejdet i
forbindelse med transport af både materialer og affald.
Modellen anvendes som en "total-model", dvs. alle antagelser indtastes i regnearket, som herved
genererer alle tabeller og figurer for gjorte forudsætninger og beregnede resultater. Det eneste
punkt hvor modellen ikke benytter egne beregninger på de forklarede forudsætninger er omkring
miljøpåvirkningerne i kr./ton affald, som beregnes udenfor IDA-SOFIA modellen på baggrund af
EASEWASTE beregninger af de scenariespecifikke miljøpåvirkninger.
34
I forhold til fordeling af omkostninger for forbrændingsanlægget mellem varmekunder og affaldskunder er der benyttet den
såkaldte substitutionsprismetode. Det betyder at alle omkostninger (også afgifter såsom affaldsvarmeafgift) påfalder
affaldskunderne, som til gengæld også får den fulde energiindtægt (hvori der også indgår et element af afgifter på brændsel til
varme).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
113

Modellens beregningsmæssige afgrænsning dækker omkostningerne ved tømning og afskrivning af
affaldsbeholdere, over transport af affald i komprimatorvogne og lignende, behandling på
sorteringsanlæg, biologisk behandling og forbrænding, samt transport af materialer til
oparbejdning til genanvendelse. Der er ikke gjort specifikt rede for omkostninger ved oparbejdning,
idet afgrænsningen findes i salgsprisen for genanvendelige materialer til oparbejdning. I forhold til
energisystemet afgrænses ved salg af el, varme og evt. biogasproduktion. Værdisætningen af
miljøpåvirkninger sker dog ud fra de beregnede emissioner fra EASEWASTE med den noget
bredere afgræsning, denne model har.
I Bilag 12 er præsenteret et konsekvensskema for IDA-SOFIA modellen som detaljeret gør rede for
de effekter som medregnes i modellen for scenarierne 1 og 5F. Skemaet beskriver de fysiske
mængder (f.eks. antal spande, antal tømninger, antal tons behandlet osv.), den anvendte
enhedsomkostning for den pågældende fysiske mængde, samt den resulterende beregnede
totalomkostning for den pågældende udgiftspost. Summen af alle omkostninger opregnet i
konsekvensskemaet udtrykker herved de samlede omkostninger i scenariet.
114 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

8. Forudsætninger for
samfundsøkonomisk
vurdering
I dette kapitel beskrives de konkrete forudsætninger for den samfundsøkonomiske vurdering.
8.1. Tømningsomkostninger
Tømningsomkostningerne er baseret på COWIs viden fra bl.a. licitationsrunder for
affaldsindsamling og beholderkøb hos en række af COWIs kommunale kunder. Det er forudsat, at
der er tale om afhentning ved standplads og at der er tale om standardbeholdere med standardlåg.
TABEL 34
FORUDSÆTNINGER FOR TØMNINGSOMKOSTNINGER (FAKTORPRISER).
Størrelse Pris Vedligehold Levetid Kapitalomkostning
Tømningspris
liter kr./spand kr./spand/år år kr./år kr./tømning
PapirKube 2.500 5.500 220 10 712 100
GlasKube 2.500 6.000 240 10 777 100
140L 140 190 8 10 25 12,00
190L 190 220 9 10 28 13,00
240L 240 240 10 10 31 14,00
240L
2rum
240 350 14 10 45 15,00
240L pose 240 240 10 10 31 14,37
370L
4rum
370 1.100 44 10 142 22,00
400L 400 800 32 10 104 22,00
660L 660 900 36 10 117 23,00
660L pose 660 900 36 10 117 23,60
Priserne ved udbud kan variere ganske meget, så de valgte priser afspejler den typiske
afhentningspris. 35 Vedligehold er fastsat til 4 % af anskaffelsespris.
35
Tømningsprisen burde ideelt set beregnes ud fra forbrug af arbejdskraft, kapital og materialer. Denne beregning kan dog kun
vanskeligt foretages i praksis da forbrug af materiel og arbejdskraft afhænger af ruteoptimeringer i konkrete oplande. Det
vurderes at tømningspriser indhentet ved udbud giver et retvisende billede af omkostningerne incl. en normal forrentning af
operatørens kapital.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
115

De forskellige scenarier medfører forskelligt forbrug af poser i husholdningerne. F.eks. vil
posesorterings-scenarierne medføre ekstra poseforbrug, da alle fraktioner skal emballeres i poser,
mens kildesortering medfører forbrug af færre poser, da det antages, at der ikke anvendes poser til
de genanvendelige materialer. For hvert scenarie er beregnet poseforbrug i husholdningen. Dette er
inkluderet som en omkostning i beregningerne. Tømningsomkostningen for beholdere til optisk
sortering er tillagt en ekstraomkostning til en større komprimatorvogn fordi poser til optisk
posesortering ikke må komprimeres så meget som poser der ikke skal optisk sorteres.
8.2. Transportomkostninger
Transportomkostningerne er beregnet på baggrund af DTU Transport (2010) opgjort i 2012
prisniveau. I denne kilde angives omkostningen som en kombination af tid (løn og afskrivninger på
køretøjet) og afstand (slid og brændstof). Det er for transport af materialer til genanvendelse
forudsat at der ikke køres tom returkørsel, men at der i stedet i gennemsnit køres 30 km efter et nyt
læs til returkørslen. Læsning og losning er forudsat at tage i alt 15 minutter.
TABEL 35
FORUDSÆTNINGER FOR TRANSPORTOMKOSTNINGER.
Lastbilomkostning, afstand kr./km 2,65
Lastbilomkostning, tid kr./time 353,40
Tidsforbrug til læsning/losning minutter 15,00
Gennemsnitlig tomkørsel km/læs 30,00
Eksternalitet kr./km 2,43
Note: Eksternaliteter omfatter uheld, støj og vejslid. Kilde: DTU Transport (2010)
For hver transportstrækning er beskrevet en afstand, en læsstørrelse og en gennemsnitsfart jf. afsnit
2.3. Således beregnes transportomkostningen i kr./ton som tidsomkostning gange tidsforbrug plus
afstandsomkostning gange afstand (inkl. antaget tomkørsel og læsning/losning), det hele delt med
læsstørrelse. De beregnede omkostninger fremgår af Tabel 9 og Tabel 36.
8.3. Afsætning af materialer
Afsætningen af materialer forudsættes at ske fra materiale- og sorteringsanlæg til en række
genindvindingsanlæg placeret i Danmark og i udlandet. De materialespecifikke
transportomkostninger og salgspriser er vist i Tabel 36.
116 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 36
SALGSPRISER OG TRANSPORTOMKOSTNINGER FOR MATERIALER.
Transportomkostning Salgspris 1
kr./tonkm kr./ton kr./ton
Bioforgasset KOD/Digestat 0,43 13 0
Papir/aviser 0,28 106 800
Pap 0,32 120 750
Plast - LDPE 0,35 88 2.800
Plast - HDPE 0,35 88 1.800
Plast - PP 0,35 88 2.000
Plast - PS 0,35 88 1.700
PET 0,35 88 2.000
Blandet plast 0,35 35 200
Aluminium 2) 0,28 57 8.000
Fe-Metal 2) 0,28 106 1.400
Kommune jern 23) 0,34 34 1.700
Glas 0,28 28 -100
Noter: 1) Salgsprisen udtrykker den pris materialehandler opnår ved levering i balleteret form ved
"genvindingsfabrikken". For bioforgasset og efterkomposteret kildesorteret organisk dagrenovation er
salgsprisen an mark. For kildesorteret organisk dagrenovation til biogasfællesanlæg og efterfølgende
udbringning af digestat er prisen også an mark. 2) Aluminium og Fe-metal udsorteret fra slagge fra
affaldsforbrænding antages at opnås 50 % af denne pris for kildesorteret metal. 3) Ved kommunejern forstår
blandet metal.
Kilde: Transportomkostningerne (ekskl. eksterne effekter) er beregnet på baggrund af
forudsætningerne om afstand og læsstørrelse mv. præsenteret i afsnit 2.3. Materialepriserne i
tabellen er indsamlet i dialog med materialeforhandlere og kommuner. Priserne udtrykker det
øjeblikkelige niveau med skyldig hensyntagen til de sædvanlige kortvarige markedsmæssige
fluktuationer. Afsætningspriser (senest opdaterede) er indhentet via kommuner, affaldsselskaber og
materialehandlere. Der er anvendt et balanceret 2012 prisniveau. Flasker og skår afregnes begge
kun til skårpriser og er forudsat afsat direkte til glasværk.
Materialepriserne har en væsentlig indflydelse på resultaterne af den samfundsøkonomiske
vurdering. De er endvidere kendt for at variere meget, hvilket er vist i Figur 29. Historisk synes de
at være ganske følsomme overfor verdenskonjunkturerne, og svinger i grove træk med -50 til +100
% af gennemsnitsprisen for perioden siden Anden Verdenskrig. Figuren viser også at råvarepriserne
omkring 2010 (for de for dette projekt relevante materialer) i grove træk ligger omkring det
historiske gennemsnit for den viste periode. Ifølge meldinger fra materialeforhandlerne har
materialepriserne i 2012 stabiliseret sig efter finanskrisen i 2008.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
117

300
200
100
Aluminium
Kobber
Fosforit
Jern
Træflis
0
1951 1961 1971 1981 1991 2001
Kilde: US Geological Survey, http://minerals.usgs.gov/ds/2005/140/ samt Madison Lumber Report, i faste
priser, indekseret.
Figur 29 Indeks for råvarepriser 1951-2010 (indeks 100 = gennemsnitlig realpris for perioden 1951-2010).
Det er vanskeligt at forudse den fremtidige udvikling i materialeprisen. På den ene side viser de
historiske data at der ikke har været tale om en permanent opadgående trend i priserne som følge af
tiltagende resurseknaphed. På den anden side kan tiltagende resurseknaphed på sigt tænkes at
medføre højere materialepriser, såfremt efterspørgselspresset efter materialerne ikke formindskes
eller eventuelt øges markant. Af figuren kan aflæses at der indenfor de sidste 10 år har der været en
stigende tendens. Om dette har noget med tiltagende resurseknaphed på visse råmaterialer eller om
det blot er som led i den sædvanlige fluktuation kan kun fremtiden vise. De i Tabel 36 nævnte priser
er lidt højere end det gennemsnit for perioden 2006-2010 der blev anvendt i Idekataloget af 2010.
Årsagen hertil er som nævnt tidligere at materialepriserne i 2012 har stabiliseret sig efter
finanskrisen i 2008.
8.4. Behandlingsomkostninger
Behandlingsomkostningerne for de forskellige anlæg og deres størrelser er præsenteret i Tabel 37.
Der er også præsenteret et skøn for indtægten fra salg af energi og materialer. Denne indtægt vil dog
variere fra scenarie til scenarie på grund af forskel i sammensætningen af det behandlede affald.
Omkostningerne er beregnet som konkrete forbrug af arbejdskraft, energi og materialer for de
pågældende anlæg. Endvidere er årlig kapitalomkostning (afskrivning og forrentning) beregnet ud
fra den samfundsøkonomiske diskonteringsrate med forskellige afskrivningsperioder for bygninger,
maskiner og mobilt udstyr (hhv. 25, 15 og 8 år.).
118 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 37
BEHANDLINGSOMKOSTNINGER FOR AFFALDSBEHANDLINGSANLÆG
Balleteringsanlæg 44.000 ton papir
(hovedantagelse ved scenarierne 2, 3,
4 5 6 og 7)
Kapacitet Ton omkostninger Investeringer
Forudsat Drift Kapital I alt Bygninger Maskiner Mobil
tons/år kr./ton kr./ton kr./ton mio. kr. mio. kr. mio.
kr.
44.474 80 55 135 19 8
2,1
Balleteringsanlæg 40.000 ton papir,
additionelt til sorteringsanlæg for
kildeopdelt (følsomhedsantagelse ved
scenarierne 5, 6 og 7)
40.000 62 29 91 10 4
1,2
Sorteringsanlæg for kildeopdelt 11.000
ton og additionelt balleteringsanlæg
40.000 ton papir (følsomhedsanalyse i
scenarierne 6 og 7)
51.200
181
178
359
53
48
4,2
Sorteringsanlæg for kildeopdelt 11.000
tons (følsomhedsanalyse for
scenarierne 6 og 7)
11.000
579
698
1277
43
45
3,0
Sorteringsanlæg for kildeopdelt 11.000
ton og tør rest 74.000 ton
85.000
143
117
260
59
49
7,7
Sorteringsanlæg for kildeopdelt 11.000
ton og tør rest 74.000 ton og 40.000
ton papir (følsomhedsanalyse for
scenarie 5)
Sorteringsanlæg for kildeopdelt
40.000 ton kildeopdelt
(hovedantagelse ved scenarierne 6 og
7)
Sorteringsanlæg for kildeopdelt
40.000 ton og tør rest 280.000 ton
(hovedantagelse ved scenarie 5)
OptiBag 162.500 ton, 3 poser
(hovedantagelse ved scenarie 2Z)
OptiBag 162.500 ton, 6 poser
(hovedantagelse ved scenarie 3Z)
Aikan 40.000 ton (følsomhedsanalyse
ved scenarierne 2A, 3A, 5A, 6A)
Aikan 80.000 ton (hovedantagelse ved
scenarierne 2A, 3A, 5A, 6A)
Skruepresse 24.000 ton KOD ind
(hovedantagelse ved scenarierne 2F,
3F, 5F, 6F)
Biogasfællesanlæg 150.000 m3 i alt
(hovedantagelse ved scenarierne 2F,
3F, 5F, 6F)
Forbrændingsanlæg 200.000 ton
(hovedantagelse for alle scenarier)
Kilde: Se forklaringer i resten af afsnittet.
125.900 121 90 211 69 52
40.000 409 236 646 55 53
320.000 96 76 172 137 138
162.500 123 175 298 80 227
162.500 133 185 318 81 243
40.000 253 295 548 36 96
80.000 218 265 483 61 175
24.000 121 143 264 9 29
37.500 268 193 461 63 24
200.000 300 622 921 475 940
8,9
3,0
7,7
6,0
5,7
0,1
0,1
0,0
3,1
0,0
8.4.1. Forbrændingsanlæg
Det er antaget at alle typer anlæg bygges i en størrelse, så de væsentligste stordriftsfordele opnås.
Hermed undgås positiv forskelsbehandling for anlægstyper som passer godt til det modellerede
opland. Det er i denne sammenhæng mindre vigtigt om det valgte anlæg passer til det beregnede
opland, da det antages, at affald udefra vil blive behandlet på anlægget op til den fastlagte kapacitet
(anlægget vil blive fyldt op med en tilsvarende type affald).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
119

Dimensioneringen af et forbrændingsanlæg og de heraf følgende omkostninger afhænger af mange
forhold, som omfatter både tonnage, energiindhold og røggasudvikling. Dette betyder at
kapaciteten i praksis er bestemt af en blanding af affaldets energiindhold og dets vægt. Ligeledes
afhænger indtægterne fra salg af el og varme også af affaldets brændværdi.
Investeringer på et nyt forbrændingsanlæg vil ca. kunne opdeles i følgende:
1. Investering der er direkte proportionale med energimængden
1. 35-40 % kedel (røggasmængde)
2. 8 % turbine (energimængde)
3. 15 % røggasrensning (røggasmængde)
2. Investeringer der er direkte proportionale med massen/tonnagen
1. 4 % riste/ovn
2. 6 % hjælpesystemer (kran, slagger osv.)
3. Investeringer delvist afhængige af masse/tonnagen
1. 30-35 % bygninger
En 60/40 fordeling af investeringsomkostningerne med den største andel i forhold til
energiindholdet i det tilførte affald vil give et godt udtryk for hvordan investeringsomkostninger
kan fastlægges for et forbrændingsanlæg. Hermed opnås i beregningen en mere korrekt fordeling af
investerings- og faste omkostninger, samt energiindtægter, fordi det forbrændte affalds brændværdi
er forskelligt fra scenarie til scenarie. I de tilfælde hvor affaldets brændværdi ændres mellem
scenarierne, medfører denne beregningsmetode også en mere korrekt fastsættelse af
investeringsomkostningerne.
Det er vurderet at driftsomkostningerne for 40 % vedkommende hidrører fra tonnage (kraner,
fremføring) mens 60 % stammer fra energiindhold (øget røggasvolumen som medfører øget
indblæsning af luft samt øgede materialeomkostninger til røggasrensning). Der er ikke vurderet på
forskelle i virkningsgrader som følge af ændret vandindhold i røggassen.
Forbrændingsanlæg er generelt mere fordelagtige desto større de bliver. Der er meget markante
fordele for de første 50-100.000 tons/år, men herefter flader skalafordelene ud. Figur 30 viser en
udviklingen i behandlingsomkostningerne som følge af storskalafordele.
1.400
1.200
1.000
kr/ton gns. affald
800
600
400
200
0
0 100.000 200.000 300.000 400.000 500.000 600.000 700.000
Faste Variable Afskrivning Total
Kilde: COWIs skøn og ekstrapolationer over 5 anlæg fra Senja, Bergen og Stavanger i Norge, TAS og Amagerforbrænding.
Figur 30
Skalafordele ved forbrændingsanlæg.
120 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Det skal dog tages i betragtning at skalafordele ved større opland opvejes af større transportafstand,
hvilket begrænser anlæggenes størrelse. I vurderingen af hvor stort et opland et konkret anlæg bør
være, skal man også tage i betragtning at en marginal ændring i et planlagt anlægs størrelse typisk
sker til mindre omkostninger end gennemsnittet. En udvidelse med 10 % kapacitet betyder således
ofte at omkostningsforøgelsen er væsentligt mindre end 10 %. Imidlertid arbejdes der i nærværende
analyse med barmarksanlæg, hvorfor en gennemsnitsbetragtning over nye anlægs omkostninger er
det mest retvisende udgangspunkt.
Endelig skal forbrændingsanlægget kunne afsætte al sin varme, også i sommermånederne. Dette er
ofte også en begrænsende faktor i anlæggenes skala. I beregningerne tages der udgangspunkt i et
anlæg med en kapacitet på 200.000 tons/år, dimensioneret til en gennemsnitlig brændværdi på
11,5 GJ/ton.
8.4.2. Aikan-anlæg
Der indsamles ca. 40.000 tons kildesorteret organisk dagrenovation (KOD) fra de 250.000 boliger.
Et Aikan-biogasanlæg af denne størrelse er rimeligt stort set i forhold til nuværende kapaciteter for
denne teknologi. Til dette projekt er beregnet økonomien i to størrelser anlæg nemlig et anlæg på
40.000 tons tilført KOD og et anlæg på 80.00 tons tilført KOD. Det store anlæg udviser en ca. 12 %
mindre omkostning per "kapacitets ton" og ca. 16 % mindre per "driftston". Dette udtrykker en
storskalafordel i nævnte størrelsesordener. Storskalafordelen forventes ikke at blive mærkbart
større ved at øge kapaciteten udover de 80.000 årston. Det er derfor valgt som hovedforudsætning
at dimensionere Aikan-anlægget til en årlig kapacitet på 80.000 ton. Anlæggets kapacitet er
bestemt ud fra volumen. Da det er forudsat at det behandlede affald ikke varierer i massefylde, kan
denne begrænsning ligeledes udtrykkes i tons. Behandlingsomkostningerne indeholdende
forrentning, afskrivning og drift er beregnet til 483 kr./ton.
I en følsomhedsanalyse beregnes effekten af at bruge et anlæg på den halve størrelse (40.000 tons
KOD) svarende til den mængde KOD der kan indsamles fra 250.000 boliger. Da investeringer og
faste omkostninger kun ændrer sig i mindre grad, er der færre ton at fordele omkostningerne på,
hvorfor den gennemsnitlige omkostning stiger til 548 kr./ton, svarende til 13 % forøgelse.
Pris for kompost fra Aikan leveret til landmandens mark sættes til netto 0 kr./ton ud fra en
forudsætning om at transport af kompost til landmand bekostes af anlægget og udspredning på
mark betales af landmanden. Disse omkostninger modsvarer landmandens besparelse på NPK
gødning og jordforbedring.
8.4.3. Biogasfællesanlæg
Biogasfællesanlægget behandler primært gylle, og er derfor afhængigt af relativt korte
transportafstande til landbrugene. De anbefalede kapaciteter ligger på omkring 150.000 ton/år. Det
er derfor mindre relevant at kigge på skalafordele for biogasfællesanlæg i og med at et anlæg af
denne størrelse ifølge Slambekendtgørelsen maksimalt må modtage 25 % (tørstofbasis) andre
affaldstyper (f.eks. forbehandlet kildesorteret organisk dagrenovation, slagteriaffald, mejeriaffald)
for at kunne udbringe det bioforgassede blandede slutprodukt efter reglerne i
husdyrgødningsbekendtgørelsen 36 og ikke efter slambekendtgørelsen.
På et biogasfællesanlæg kan behandles flere forskellige fraktioner, heriblandt gylle,
spildevandsslam, industriaffald og KOD. Hver fraktion har sit eget biogaspotentiale og
tørstofindhold, som kan have stor indvirkning på anlæggets drift og økonomi.
36
Bekendtgørelse nr. 764 af 28/06/2012 om erhvervsmæssigt dyrehold, husdyrgødning, ensilage m.v.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
121

Biogasfællesanlæggets kapacitet er typisk begrænset af reaktortankenes volumen. Massefylden for
de forskellige fraktioner er forholdsvis ens på grund af det høje vandindhold, så derfor er det
rimeligt at fordele anlæggets drifts- og investeringsomkostninger efter affaldets vægt.
Når det kommer til energiindtægterne, kan der være store forskelle på biogaspotentialet for de
forskellige fraktioner. Gylle ligger typisk på 20 Nm3 CH4/ton, mens KOD er sat til 65 Nm3
CH4/ton (Mladenowski & Ahring (2007) og afsnit 2.6.7). I en situation med hvor biogasanlæggene
er i fuldkommen konkurrence om gylle og affald, vil det være rationelt for biogasfællesanlæggene at
prissætte efter omkostninger fordelt på volumen, og energiindtægter efter energiindhold. Hermed
vil KOD blive tildelt en større andel af energiindtægterne og dermed få en lavere behandlingspris
end gylle. Dette mønster observeres i dag for f.eks. visse typer af industriaffald, som har et meget
højt methanpotentiale. Det er forudsat velfærdsøkonomisk, at forbehandlet pulp fra organisk
dagrenovation er værdisat til -100 kr./ton, svarende til at pulpen har en værdi for anlægget.
Budgetøkonomisk antages det, at afregningsprisen i 2020 vil afspejle den velfærdsøkonomiske
omkostning, fordi der med mere udbredt brug af bioforgasning af organisk dagrenovation antages
at være fuld priskonkurrence herom. (Det er naturligvis usikkert, hvornår der evt. kan opnås en
positiv pris for afsætning af forbehandlet organisk dagrenovation til biogasfællesanlæg til gylle).
8.4.4. Sorteringsanlæg - Materialer
Sorteringsanlæg skal dels sortere på indsamlede kildeopdelte materialer (sorteret ved kilden) og for
nogle scenarier også sortere på det tørre restaffald efter husholdningernes kildesortering af den
organiske dagrenovation.
Ved sortering alene på kildeopdelte materialer indrettes anlægget alene til sortering af disse
(scenarierne 6 og 7). Ved sortering på både kildeopdelte materialer og på tørt restaffald indrettes
anlægget sådan at det både kan sortere på materialer og på tørt restaffald (scenarierne 5). Herved
opnås besparelser på visse anlægskomponenter der således kan benyttes til håndtering af begge
tilførte "strømme" (f.eks. tilkørselsarealer, vægt, modtagehal, balleteringsanlæg, administration,
lagerarealer)
Sorteringsudstyr der installeres på sådanne anlæg har som oftest en minimumskapacitet på 5-10
tons/time når det finsorterer på materialer. Udstyr dimensioneres oftest efter volumen (og ikke
vægt). Med denne minimums kapacitet vil et sorteringsanlæg for et opland på 250.000 husstande
(svarende til ca. 550.000 indbyggere) kunne sortere på de modtagne kildeopdelte materialer på
bare ét skift (udgør ca. 10.000 tons/år). Dette vil være en uforholdsmæssig dårlig udnyttelse af
installeret udstyr og betyde store enhedsomkostninger for det pågældende anlæg.
Hvis der også skal sorteres tørt restaffald (dvs. ekstra ca. 70.000 tons/år)) vil man opnå en
betydelig reduktion i enhedsomkostningen for anlægget. Anlægget vil dog stadig ikke kunne udnytte
sin kapacitet fuldt ud idet denne mængde restaffald også vil kunne sorteres på ca. ét skift.
For at sikre storskala i den daglige drift af centrale sorteringsanlæg er det derfor valgt at arbejde
med anlæg som minimum kører 3 skift drift 5 dage om ugen for hver tilført strøm (kildeopdelt og
tørt restaffald). Et 3-skift anlæg til finsortering af kildeopdelte materialer vil kunne klare sortering
af ca. 40.000 tons på årsbasis (altså ca. 4 gange så meget som der genereres i oplandet med
250.000 boliger). Et tilsvarende anlæg, hvor der også sorteres på tør rest, vil med 3-skift drift
kunne klare ca. 280.000 tons per år tør rest og endvidere 40.000 ton kildeopdelt. Herved fordeles
afskrivningen af investeringen på 40.000 tons kildeopdelte materialer henholdsvis 280.000 tons
tørt restaffald i stedet for på ca. 10.000 tons og 70.000 tons.
På de centrale sorteringsanlæg anvendes den nyeste teknologi (NIR infrarød) til sortering i rene
materialer. Dette reducerer behov for manuel sortering, som primært vil udgøre en manuel kontrol
af kvaliteten af de maskinelt finsorterede materialer.
122 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

I følsomhedsanalyserne med mindre sorteringsanlæg er det forudsat at balletering af papir
foretages på samme anlæg som den centrale sortering, så fordelene ved samdrift kan realiseres.
Dette gøres ved at addere balleteringskapacitet til sorteringsanlægget. Ved de store anlæg som
dækker flere oplande, er det forudsat at balleteringsanlægget er adskilt fra sorteringsanlægget, fordi
dette vil være situationen i de oplande som ikke huser det centrale sorteringsanlæg (der ses her bort
fra den fordel som kunne opnås for et af balleteringsanlæggene, som for et af oplandene kunne være
samme steds som det store sorteringsanlæg).
8.4.5. Sorteringsanlæg - poser
Sorteringsanlæg for poser skal modtage og optisk sortere på poser af forskellig farve indsamlet fra
husholdningerne. I poserne er placeret forskellige materialefraktioner kildesorteret i
husholdningerne. I scenarierne arbejdes med to forskellige anlægskoncepter - et anlæg der
modtager 3 forskellige fraktioner (papir, organisk og rest) og et anlæg der modtager 6 forskellige
fraktioner (papir, pap/karton, plast, metal, organisk og rest).
Posesorteringsanlægget skal modtage alt genereret dagrenovation undtagen glas. Dette kræver en
kapacitet på ca. 160.000 tons/år. En sådan kapacitet kræver flere parallelle sorteringslinjer der
kører i 3 skift. Et anlæg af denne størrelse og passende til et opland på 250.000 boliger anses for at
opfylde ønsker til storskala drift.
8.5. Informationsomkostninger
Informationsomkostningen er antaget at være 45 kr./bolig i basisscenariet og 50 kr./bolig i de
øvrige scenarier. Denne antagelse baserer sig på COWIs samtaler med kommuner i følgegruppen.
Størrelsesordenen af omkostningen såvel som øgningen i forbindelse med forøget sortering er
vanskeligt bestemmelig og behæftet med stor usikkerhed. I alle tilfælde vil det komme an på en
konkret vurdering afhængigt af hvilken informationsindsats der skønnes nødvendig og hvilket
udgangspunkt den pågældende kommune har.
8.6. Afgifter
Til beregning af afgiftsprovenu fra affaldsforbrænding er benyttet en affaldsvarmeafgift på 23
kr./GJ og en tillægsafgift på 26,50 kr./GJ, samt en CO2 afgift på 5,30 kr./GJ. I beregningen af
varmeafgift fra energisektoren er benyttet samme tal Således bliver afgiften fra fortrængt varme på
54,80 kr./GJ. 37 Endvidere beregnes 25 % moms.
Biogasproduktionsstøtten er 27 kr./GJ biogas produceret, og der er endvidere en garanteret
mindstepris på 115 øre/kWh for el produceret på biogas.
8.7. Energipriser
Der er regnet med 2020 energipriser fra Energistyrelsen (2011). Prisen på el er her 418 kr./MWh ,
mens varmeprisen er 64,4 kr./GJ an forbruger. Herfra er dog trukket netomkostninger på 13,9 kr.,
og der er også korrigeret for 20 % nettab, sådan at prisen bliver ab værk.
37
Sent i rapportens redigeringsproces blev identificeret fejl, hvor varme fra kraftvarmeanlæg fejlagtigt ikke var tillagt CO2-afgift.
Denne fejl er kun rettet for så vidt angår den statsfinansielle effekt. For de øvrige resultater er fejlen af en så lille størrelsesorden
(2 kr/ton indsamlet affald), at den ikke er rettet.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
123

El og varmepriserne ab værk bliver med disse korrektioner 443 kr./MWh el og 42,9 kr./GJ varme i
2012 priser (opskrivning med 6,1 % inflation). Særligt varmeprisen vil være meget afhængig af det
lokale varmeområdes energisammensætning, så for specifikke affaldsoplande bør der altid foretages
en konkret beregning. Den anvendte varmepris tager jf. Energistyrelsen (2011) afsæt i de
samfundsøkonomiske brændselspriser for centrale kraftvarmeværker.
124 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

9. Resultater af
samfundsøkonomisk
vurdering
Resultaterne af den velfærdsøkonomiske analyse præsenteres som en gennemgang af først et
opland bestående af 250.000 enfamilieboliger, dernæst af et opland bestående af 250.000
etageboliger. Heri redegøres for de forskellige karakteristika som bestemmer omkostningerne for de
forskellige boligtyper. Herefter kan resultaterne for det blandede opland opsummeres.
Afslutningsvis præsenteres resultater fra følsomhedsanalyserne.
De økonomiske beregninger skal opfattes som systemsammenligninger, hvor hvert enkelt scenarie
ikke er blevet fuldstændigt optimeret ud fra en driftsøkonomisk betragtning. Dertil skal oplandets
boligmæssige og geografiske struktur kendes bedre ligesom det konkrete tekniske koncept for
affaldsbehandlingen bør analyseres og vurderes på et noget mere detaljeret niveau end gjort i
nærværende projekt. Dog er der forsøgt indregnet rimeligt optimerede indsamlingsordninger
(tømningshyppighed og beholderstørrelse) ligesom storskala effekt og samdriftsmuligheder er
inddraget i fastlæggelse af behandlingsomkostninger.
Med de usikkerheder, der knytter sig til de økonomiske data, er forskelle på under 10-15 % indenfor
den datamæssige usikkerhed. Usikkerheden på de økonomiske data er størst i scenarie 5, 6 og 7
samt i Z-scenarierne (posesorteringsscenarier) idet der i disse scenarier indgår sorteringsanlæg,
hvor reelle erfaringsdata på økonomi ikke foreligger for danske anlæg. Usikkerheden på de
økonomiske data for disse sorteringsanlæg (del af udgiften til behandling i scenarierne) kan let blive
30 %. Der haves ligeledes en usikkerhed på omkostninger til forbrænding af affald med forskellig
brændværdi idet nøjagtig prissætning af disse (både investeringer og driftsomkostninger) kræver et
rimeligt præcist teknisk koncept som basis passende til affaldssammensætningen i hvert enkelt
scenarie. Sådanne koncepter har ikke været tilgængelige for projektet.
Usikkerheden på omkostninger til indsamling er ikke så stor som på behandlingsanlæggene.
Usikkerheden på indsamlingsomkostningerne (især tømning) kan alligevel blive i størrelsesorden
10- 20 %, fordi omkostningerne er baseret på oplysninger fra udbudsrunder omkring
affaldshentning. Dette gælder især for tømning af 4-kammerbeholder i scenarie 3 og 4. Der findes
kun ét dansk eksempel på konkurrenceudsættelse af denne ydelse, hvorfor beregningsresultaterne
på disse scenarier skal behandles med forsigtighed (den danske tømningspris er dog kun lidt højere
eller på samme niveau end svenske priser, som bygger på flere tilfælde af konkurrenceudsættelse).
Ligeledes er omkostningsbestemmelsen af biogasfællesanlæg usikker, fordi den bl.a. bygger på
markedsmæssige fordelinger af omkostninger mellem gylle og andet affald, som kan være meget
påvirkelig af konkrete markedsforhold.
Det skal understreges, at de præsenterede resultater er beregnet på baggrund af stiliserede oplande,
og at de kvantitative resultater kun i nogen grad kan overføres direkte til faktiske oplande. Der er
derfor lagt vægt på at uddrage generelle konklusioner som fremhæver og værdisætter styrker og
svagheder ved de forskellige måder at indrette affaldssystemet på.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
125

9.1. Opland med 250.000 enfamilieboliger
Omkostninger for affaldsbortskaffelse for enfamilieboliger er vist i nedenstående Figur 31.
Scenarierne med øget genanvendelse fordeler sig i 2 grupper, når der tages hensyn til
beregningsusikkerheden. Den velfærdsøkonomisk mest fordelagtige gruppe udgøres af scenarie 7
(som er det billigste af alle scenarier inklusiv basisscenariet) samt scenarierne 2A, 2F, 3Z, 5 og 6.
Scenarierne 1 (basisscenariet), 3A, 3F, og 4 er alle noget dyrere.
kr/indsamlet ton
2.000
1.800
1.600
1.400
1.200
1.000
800
600
1.579
1.304
1.263
1.335
1.739
1.698
1.263
1.635
1.269
1.228
1.309
1.268
1.201
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 31 Velfærdsøkonomiske omkostninger for 250.000 enfamilieboliger, kr./ton indsamlet affald, køberpriser (inkl.
miljøomkostninger)
Årsagerne til disse forskelle kan belyses ved at inddele omkostningerne til affaldshåndteringen på
indsamling, behandling, og indtægter fra energi og materialesalg, miljø og andet. Dette er vist i
Tabel 38.
126 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 38
DETALJEREDE VELFÆRDSØKONOMISKE SCENARIEOMKOSTNINGER, ENFAMILIEBOLIGER, KR./TON
INDSAMLET AFFALD, KØBERPRISER.
Enfamilieboliger 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
I alt 1.579 1.304 1.263 1.335 1.739 1.698 1.263 1.635 1.269 1.228 1.309 1.268 1.201
Spande 87 181 181 86 471 471 86 436 232 232 232 232 197
Tømning 1.341 1.108 1.108 776 1.352 1.352 776 1.294 1.185 1.185 1.183 1.183 1.126
Poser 205 146 146 234 146 146 234 146 146 146 146 146 146
Information 90 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100
Sorteringsanlæg 44 67 67 416 84 84 451 84 178 178 127 127 127
Materialesalg -166 -244 -244 -233 -290 -290 -276 -290 -422 -422 -357 -357 -357
Biobehandling 0 219 159 208 219 159 208 0 219 159 219 159 0
Forbrænding 848 506 546 532 423 464 454 659 389 429 435 475 671
Energiindtægt -568 -443 -460 -459 -369 -385 -388 -392 -341 -358 -380 -396 -403
Eksternaliteter -302 -344 -349 -333 -406 -412 -389 -406 -426 -431 -404 -409 -409
Skatteforvridning 0 8 7 7 9 9 8 3 10 9 9 9 3
Noter: 1) Eksternaliteter omfatter ikke emissioner fra afbrænding af fossilt brændsel i CO2-kvotebelagte
virksomheder, idet værdien af disse antages at indgå i energipriserne. Ud over miljø er også indregnet støj,
ulykker og vejslid fra transport af affald, som udgør 11-18 kr/ton. 2) Skatteforvridning af afgifter og moms er
beregnet for de alternative scenarier i forhold til basisscenariet
Den væsentligste årsag til de relativt høje omkostninger i scenarie 1, 3A, 3F og 4 er
indsamlingsomkostningerne. I scenarie 1 foretages ugetømning. Scenarie 3A, 3F og 4 gør brug af en
4-kammerbeholder med en høj anskaffelsesomkostning (og dermed afskrivninger) såvel som
relativt høje tømningsomkostninger (se Tabel 34).
Posesorteringsscenarierne (2Z og 3Z) har relativt lave omkostninger, fordi
indsamlingsomkostningen (spande og tømning) er lav. Dette skyldes at der anvendes en simpel 240
liter beholder med et rum, som tømmes 26 gange om året. De lave omkostninger til indsamling
bliver dog opvejet af en høj omkostning til posesorteringsanlægget samt omkostninger til poser for
papir og evt. øvrige materialer. Denne er dog ikke højere end besparelsen på
indsamlingsomkostningen. Scenariet med posesortering i 6 fraktioner er mere fordelagtigt end
posesortering i 3 fraktioner, da de ekstra indtægter og miljøfordele fra genanvendelse af materialer
mere end opvejer en mindre ekstraomkostning til øget posesortering.
Scenarierne med kildeopdeling og central sortering af materialer og evt. tør rest (5A, 5F, 6A, 6F og
7) har relativt lave omkostninger af to årsager. Den første årsag er, at indsamlingsomkostningerne
er forholdsvis lave. Det skyldes at der kan anvendes billige beholdere (240 liter med 2 rum) med
forholdsvis lave tømningsomkostninger. Omkostningerne til sortering af materialer og tør rest
opvejes omtrent ligeligt af forøgede salgsindtægter for materialer. Disse forøgede indtægter
stammer fra højere afsætningspriser, fordi materialerne er finsorterede, og for tør rest sortering
også fra en øget mængde solgte materialer.
Scenarierne med kildesortering af få fraktioner (2A og 2F) har ligeledes relativt lave omkostninger,
hvilket også bunder i lave indsamlingsomkostninger.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
127

I sammenligningen af forbrænding eller biologisk behandling af organisk affald er det relevant at
sammenligne 3A og 3F med 4, og 6A og 6F med 7. 38 Det fremgår af forskellen mellem disse
scenarier, at den biologiske behandling øger omkostningerne med 63-108 kr./ton indsamlet affald.
I scenarie 4 og 7 sorteres en større mængde materialer fra end i basisscenariet, mens der ikke
kildesorteres organisk dagrenovation. Dette medfører en betydelig lavere brændværdi for
restaffaldet end i de scenarier, hvor der frasorteres organisk dagrenovation. Beregningen af
omkostningsforskellen mellem biologisk behandling og forbrænding kompliceres af den ændrede
brændværdi, som påvirker både energiproduktion og investeringsomkostninger. 39
Sammenligner man biogasfællesanlæg med Aikan-anlæg ses også kun forskelle som ligger indenfor
skønnet for usikkerheden. Aikan-anlægget har lidt lavere behandlingsomkostninger, hvilket dog
omtrent opvejes af øgede omkostninger til forbrænding af mere rejekt fra biogasfællesanlægget.
Denne sammenligning er derudover præget af usikkerheden omkring omkostningsfordelingen
mellem gylle og andet affald på biogasfællesanlæggene.
Betragter man de værdisatte miljøfordele på tværs af scenarierne fremgår det, at en større
genanvendelse af materialer giver en tydelig miljøfordel og lavere eksternalitetsomkostninger. De
værdisatte forskelle i miljøpåvirkningen, når den organiske fraktion behandles biologisk i stedet for
at blive forbrændt, er mindre end beregningsusikkerheden.
9.2. Opland med 250.000 etageboliger
Omkostninger for affaldsbortskaffelse for etageboliger er vist i Figur 32.
Scenarierne med øget genanvendelse fordeler sig i 2 grupper, når der tages hensyn til
beregningsusikkerheden. Den velfærdsøkonomisk mest fordelagtige gruppe udgøres af scenarie 7
(som er det billigste af alle scenarier inklusiv basisscenariet) samt scenarierne 2A, 2F, 3A, 3F, 4, 5
og 6 samt basisscenariet (nr 1). Scenarierne 2Zog 3Z er begge noget dyrere.
38
Forskellen mellem scenarie 5 og 6 er tør rest sortering, som ikke bruges i scenarie 7. Det er ikke relevant at sammenligne 5F (i
stedet for 6F) med 7 i forhold til bioforgasning.
39
Barmarksforudsætningen og forudsætningen om optimering af de enkelte scenarier medfører at forbrændingsanlæggene
dimensioneres til en brændværdi som passer til hvert enkelt scenarie. Herunder antages det også, at det supplerende affald til
anlægget (husholdningsaffald fra andre oplande eller erhvervsaffald) har samme brændværdi, som det modtagne restaffald efter
sortering som forudsat i hvert enkelt scenarie. Det er dyrere pr tons (investeringsforrentning og driftsudgifter ved at brænde
tørrere affald end vådere affald, og dette modsvares ikke helt af øgede energiindtægter pr ton brændt tørrere affald)
128 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

1.200
1.000
1.097
1.029
kr/indsamlet ton
800
600
400
757
674
645
615
586
554
569
540
601
572
535
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 32
velfærdsøkonomiske omkostninger for 250.000 etageboliger, kr./ton indsamlet affald, køberpriser.
Årsagerne til disse forskelle kan belyses ved at inddele omkostningerne til affaldshåndteringen på
indsamling, behandling, og indtægter fra energi og materialesalg, miljø og andet. Dette er vist i
Tabel 39.
TABEL 39
DETALJEREDE VELFÆRDSØKONOMISKE SCENARIEOMKOSTNINGER, ETAGEBOLIGER, KR./TON
INDSAMLET AFFALD, KØBERPRISER.
Etageboliger 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
I alt 757 674 645 1.097 615 586 1.029 554 569 540 601 572 535
Spande 73 83 83 66 114 114 66 110 111 111 111 111 107
Tømning 523 557 557 521 563 563 521 518 559 559 556 556 512
Poser 241 172 172 276 172 172 276 172 172 172 172 172 172
Information 90 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100
Sorteringsanlæg 46 62 62 413 75 75 446 75 211 211 109 109 109
Materialesalg -172 -223 -223 -213 -263 -263 -251 -263 -412 -412 -304 -304 -304
Biobehandling 0 131 94 124 131 94 124 0 131 94 131 94 0
Forbrænding 878 672 697 692 608 633 631 743 526 551 617 641 752
Energiindtægt -621 -539 -550 -552 -482 -493 -498 -497 -409 -420 -490 -502 -505
Eksternaliteter -302 -345 -350 -333 -408 -413 -390 -407 -426 -431 -406 -411 -410
Skatteforvridning 0 5 4 4 6 5 5 2 7 7 5 5 2
Note: Se note til Tabel 38
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
129

Tabellen viser, at tømningsomkostningerne er relativt ens på tværs af scenarierne. Det skyldes at
indsamling fra etageboliger forudsættes at foregå i 400 og 660 liter beholdere. Da tømningen af
disse beholdere forudsættes optimeret og mængder og volumenet er det samme på tværs af
scenarierne, så er antallet af tømninger og dermed tømningsomkostningen også stort set ens på
tværs af scenarier.
Den eneste undtagelse herfra er benyttelsen af poser til affaldet. Det er forudsat at materialer ikke
pakkes i plasticposer når materialerne indsamles i dedikerede materialebeholdere. Dermed vil
særligt scenarie 2Z og 3Z, men også scenarie 1 have større poseomkostninger end de øvrige
scenarier.
Som det var tilfældet med scenarierne med kildeopdeling og central sortering (5A, 5F, 6A, 6F og 7)
for enfamilieboliger, medfører den højere afsætningspris og den lidt større udsortering af materialer
fra beholderne med tør rest, at de øgede omkostningerne til det centrale sorteringsanlæg lige
nøjagtigt dækkes af de øgede indtægter fra materialesalget og de mindre omkostninger til
forbrænding som følge af mindre affaldsmængder til forbrænding.
I scenarierne med kildesortering er indsamlingsomkostningerne (i modsætning til enfamilieboliger)
i grove træk de samme som for de øvrige scenarier. Siden sorteringsanlægget betaler sig selv hjem
(behandlingsomkostningen opvejes af indtægterne fra materialer), er der ikke de store økonomiforskelle
mellem kildesorterings- og kildeopdelings scenarierne.
Scenarierne med kildesortering af få fraktioner (2A og 2F) klarer sig lidt dårligere end dem med
sortering af mange fraktioner. Det skyldes at indsamlingsomkostningerne ikke påvirkes
nævneværdigt, mens indtægter fra materialesalg og at de værdisatte miljøfordele er mindre pga. den
lavere udsortering og genanvendelse af materialer.
De to scenarier med posesortering (2Z og 3Z) er markant dyrere end både basisscenariet og alle de
øvrige scenarier. Grunden hertil er posesorteringsanlæggets omkostninger på omkring 300 kr./ton
og et større forbrug af poser, der ikke modsvares af besparelser på indsamlingen (som det var
tilfældet med enfamilieboliger). Om poseforbrug er det forudsat at 5 poser ugentligt går til biologisk
og restfraktionen i de øvrige scenarier, mens posesorteringen har yderligere 3 poser som går til
papir og materialer. For posesortering ved etageboliger er indregnet at beholderne kan udnyttes lidt
bedre end ved kildesortering fordi alle beholdere anvendes til det samme og der derfor kan lægges
lidt mindre reservekapacitet ind. Tømningsprisen er dog en anelse højere, fordi poserne fylder mere
(må ikke komprimeres så meget) og derved kræver større volumen i indsamlingskøretøjerne.
I posesortering har det heller ikke været muligt at indregne en eventuel fordel ved, at posesortering
kan give anledning til færre tømninger og beholdere i mindre etageboligejendomme med mindre
plads og/eller færre husstande. Det er også tænkeligt, at kildesorteringseffektiviteten i scenarier
uden posesortering kan lide under et ekstra oplevet besvær ved at skulle bære mange forskellige
fraktioner til forskellige beholdere. Endelig værdisættes en eventuel bekvemmelighedsfordel ved at
kunne benytte affaldsskakter 40 i etageboliger ikke, ligesom muligheden for containere i
kubikmeterstørrelser til skakter heller ikke er undersøgt.
Det er således muligt, at en konkret beregning af udgifterne for en anderledes type etageboliger end
de her forudsatte kan give et lavere resultat end beregningerne i nærværende projekt. Overvejer
man brug af posesortering, bør man derfor med en konkret beregning værdisætte de evt. særlige
fordele ved posesortering i forhold til omkostningerne forbundet med posesorteringsanlægget og
ekstraforbruget af poser.
40
Uden posesortering vil det ikke være muligt at benytte affaldsskakter i etageboliger i de øvrige scenarier, da disse forudsætter
enten kildesortering eller kildeopdeling.
130 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Som det var tilfældet med enfamilieboliger giver scenarier med forbrænding af det organiske affald
anledning til lavere omkostninger end scenarier med kildesortering og bioforgasning af det
organiske affald. Ekstraomkostningen ved organisk behandling er dog mindre for etageboliger end
for enfamilieboliger. Grunden hertil er, at enfamilieboligerne udsorterer mere organisk affald.
Beregningen for etageboliger giver ikke anledning til økonomiske forskelle mellem Aikan-anlæg og
biogasfællesanlæg som er større end den skønnede usikkerhed.
9.3. Opland med 250.000 blandede boliger
Omkostninger for affaldsbortskaffelse for blandingen af 150.000 enfamilie- og 100.000
etageboliger er vist i Figur 33. Scenarierne med øget genanvendelse fordeler sig i 2 grupper, når der
tages hensyn til beregningsusikkerheden. Den velfærdsøkonomisk mest fordelagtige gruppe
udgøres af scenarie 7 (som er det billigste af alle scenarier inklusiv basisscenariet) samt scenarierne
2A, 2F, 5 og 6. Scenarierne 1 (basisscenariet), 2z, 3A, 3F, 3Z og 4 er alle noget dyrere.
1.400
1.200
1.000
1.282
1.085
1.049
1.249
1.325
1.290
1.180
1.241
1.024
989
1.060
1.025
971
kr/indsamlet ton
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 33 Velfærdsøkonomiske omkostninger for 150.000 enfamilie- og 100.000 etageboliger, kr./ton indsamlet
affald, køberpriser.
Forklaringerne på forskellene mellem scenarierne skal søges i forklaringen af henholdsvis
etageboliger og enfamilieboliger som anført i de to ovenstående afsnit. De samlede omkostninger
for blandede boliger er vist i
Tabel 40.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
131

TABEL 40
DETALJEREDE VELFÆRDSØKONOMISKE SCENARIEOMKOSTNINGER, BLANDEDE BOLIGER, KR./TON
INDSAMLET AFFALD, KØBERPRISER.
Blandede 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
I alt 1.282 1.085 1.049 1.249 1.325 1.290 1.180 1.241 1.024 989 1.060 1.025 971
Spande 82 146 146 79 342 342 79 318 188 188 188 188 164
Tømning 1.045 909 909 684 1.067 1.067 684 1.014 959 959 957 957 904
Poser 218 156 156 249 156 156 249 156 156 156 156 156 156
Information 90 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100
Sorteringsanlæg 45 65 65 415 81 81 449 81 190 190 120 120 120
Materialesalg -168 -236 -236 -226 -280 -280 -267 -280 -418 -418 -338 -338 -338
Biobehandling 0 187 136 178 187 136 178 0 187 136 187 136 0
Forbrænding 859 566 600 590 490 525 518 690 438 473 501 535 700
Energiindtægt -587 -478 -492 -493 -410 -424 -428 -430 -366 -380 -420 -434 -440
Eksternaliteter -302 -344 -350 -333 -407 -412 -390 -407 -426 -431 -405 -410 -409
Skatteforvridning 0 15 16 7 0 2 8 0 16 17 14 16 13
Note: Se note til Tabel 38
Summen af de separate konklusioner er følgende:
1. Kildeopdeling og central sortering af materialer og evt. tør rest (sce. 5, 6 og 7) er de økonomisk
mest fordelagtige scenarier, fordi indsamlingsomkostningerne kan holdes på et lavt niveau, og
fordi høje priser på materialer betaler de ekstra omkostninger til sorteringsanlægget. Det er
her forudsat at sorteringsanlæg i stor skala kan etableres (via samarbejder på tværs af oplande
eller med private entreprenører)
2. Indsamling af få kildesorterede fraktioner (sce. 2) er i gennemsnit ikke lige så økonomisk
fordelagtigt som indsamling af mange kildeopdelte fraktioner (sce. 5, 6 og 7). Men forskellen er
lille.
3. Kildesortering i separate beholdere er kun fordelagtigt for etageboliger, mens
indsamlingsomkostningerne (beholderindkøb og tømning) for beholdere med mange separate
rum i enfamilieboliger koster uforholdsmæssigt meget.
4. Posesortering kan være en fordelagtig løsning for enfamilieboliger, da lavere
indsamlingsomkostninger kan betale for et posesorteringsanlæg. For etageboliger viser
beregningerne umiddelbart en stor ekstraomkostning. Resultatet afhænger dog af flere forhold
(f.eks. omkring affaldsskakte eller anvendelse af store nedgravede beholdere) som let kan
tænkes at ændre på omkostningerne til indsamling fra etageboliger. Posesortering med mange
fraktioner (3Z) er mere fordelagtig en posesortering med få fraktioner (2Z). Forskellen er dog
ikke stor.
132 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

5. Beregningerne viser at teknisk sammenlignelige scenarier med biologisk behandling af den
organiske fraktion øger de samlede velfærdsøkonomiske behandlingsomkostninger med ca. 6-
8 % (omkring 55-90 kr./ton indsamlet affald) i forhold til sammenlignelige scenarier uden
kildesortering af organisk dagrenovation.
6. Beregningerne viser ikke nogen væsentlig økonomisk forskel på om Aikan-eller
biogasfællesanlæg er mest fordelagtig som biobehandlingsmetode. Evt. synergieffekt ved
biogasfællesanlæg indgår ikke (f.eks at adgang til biopulp fra forbehandlet organisk
dagrenovation kan medføre at mere gylle vil blive bioforgasset og heraf følgende milljø- og
økonomieffekter)
9.4. Følsomhedsanalyser
De velfærdsøkonomiske følsomhedsanalyser er inddelt i grupper over 4 temaer: Indsamling, anlæg,
energi og ressourcer. Af præsentationsmæssige årsager har hver følsomhedsanalyse et forkortet
navn. Følsomhedsberegninger er alene udført på boligmix 150.000 enfamiliehuse og 100.000
etageboliger. De udførte følsomhedsanalyser og deres indhold er opsummeret i Tabel 41.
I Bilag 11 er vist tabeller over de velfærdsøkonomiske omkostninger svarende til dem vist i Figur 34
til Figur 37. Yderligere er vist to tabeller om den procentvise forskel mellem i den ene tabel
basisscenariet og de øvrige scenarier og i den anden tabel basisantagelserne og de øvrige antagelser.
Herved er det muligt at se om følsomhedsanalyserne påvirker nogle scenarier kraftigere end andre.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
133

TABEL 41
OVERSIGT OVER VELFÆRDSØKONOMISKE FØLSOMHEDSANALYSER.
Forkortet navn
Forklaring
Indsamling
Kildesortering
Forøgede effektiviteter for kildesortering for plast og metal, formindsket for
organisk dagrenovation
2 x 2-kammer 4-kammerbeholder erstattes af to 240L 2-kammerbeholdere
4-kammer 8. uge
Basis26
Anlæg
Vægt / energi
Små anlæg
Virkningsgrader
Lav forrentning
Energi
Biogasudbytte
Gas til net
Kvotepris
4-kammerbeholder tømningsfrekvens halveres til hver 2. måned
Tømningshyppighed af dagrenovationen (restaffald) nedsættes til 26 x årligt
i basisscenariet for enfamilieboliger
Forbrændingsanlægsomkostninger prissættes kun efter vægt
Aikan-anlæg og alle sorteringsanlæg i oplandsstørrelse
Øget virkningsgrad på forbrændingsanlæg (26 % el, 71 % varme)
Afkastkrav formindskes til 3 % - dvs. diskonteringsraten sættes ned fra 5 til
3 %.
Forøget biogasudbytte i Aikan (fra 60% til 63%)-og biogasfællesanlæg. (fra
65% til 69%) - svarende til 5% forøgelse i gasudbytte
Biogas opgraderes og afsættes til naturgasnettet (distributionsnettet)
CO2 værdisættes til 500 kr./ton i stedet for 300 kr./ton
Høje energipriser Energipriser forøges med 25 %
Lave energipriser Energipriser falder med 20 %
Ressourcer
Høje salgspriser
Lave salgspriser
Ressourceknaphed
Materialesalgspriser fordobles (for kompost/digestat dog 20 kr. stigning og
glas 100 kr. stigning)
Materialesalgspriser halveres (for kompost/digestat dog 10 kr. fald og glas
100 kr. fald)
Både høje energipriser og høje salgspriser (se ovenfor)
Følsomheder på indsamling
Følsomhedsanalyserne om indsamling er vist i Figur 34. Dækker analyser nævnt i ovenstående
Tabel 41 under overskrift "Indsamling"
134 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

1.400
1.200
kr/ton indsamlet
1.000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse Basis 26 Kildesortering 2 x 2-kammer 4-kammer 8. uge
Figur 34
Følsomhedsanalyser om indsamlingssystemet, køberpriser.
Følsomhedsanalysen med 26 tømninger/år for enfamilieboliger reducerer omkostningerne med
cirka 300 kr./ton. Scenarie 7 (som er uden biologisk behandling, men med øget genanvendelse af
materialer) er 10 kr./ton billigere, hvilket dog skønnes at være inden for beregningsusikkerheden.
Med en sammenlignelig omkostningsminimeret implementering kan der således ikke påvises en
velfærdsøkonomisk meromkostning i forhold til dagens typiske situation ved (som i scenarie 7) at
øge genanvendelse af materialer til et niveau der forventes at opfylde EU's genanvendelsesmål for
materialer for 2020. Dette gælder såfremt der er adgang til et centralt sorteringsanlæg i stor skala. 41
Det fremgår at bedre kildesortering af plast og metal kombineret med dårligere kildesortering af
organisk affald ikke har nogen mærkbar indflydelse på de velfærdsøkonomiske omkostninger. Dette
er ikke overraskende, idet gennemgangen ovenfor har vist, at både materialegenanvendelse og
biologisk behandling har omtrent samme omkostninger som forbrænding.
Der er også foretaget to følsomhedsanalyser ("2x2 kammer" og "4-kammer 8. uge") for
kildesorteringsscenarierne for mange fraktioner (3A, 3F og 4). Her viste hovedresultaterne, at
beholder- og tømningsomkostningerne for enfamilieboliger var en afgørende årsag til, at disse
scenarier var dyrere end andre scenarier. I følsomhedsanalyserne undersøges to optimeringer af
disse indsamlingsomkostninger for sce. 3 og 4. Benyttelse af to 2-rums 240L beholdere giver
anledning til en betydelig omkostningsreduktion på omkring 100 kr./ton indsamlet. En halvering af
tømningsfrekvensen for 4-kammerbeholderen til tømning hver anden måned reducerer scenariets
omkostninger med 165 kr./ton indsamlet affald. Disse omkostnings reduktioner er dog ikke helt
nok til at gøre disse scenarier lige så attraktive som scenarierne med kildeopdeling og central
sortering. Følsomhedsanalysen viser dog, at der er rum for betydelig optimering af omkostningerne
ved kildesortering af mange materialer, omend dette kan siges evt. at ske på bekostning af
serviceniveauet.
Det kan derfor ikke udelukkes, at kildesortering af materialer ved enfamilieboliger kan være en
ganske fornuftig løsning, såfremt konkrete forhold i et givet affaldsopland - med inddragelse af
alternative og optimerede valg af beholderløsning og tømningshyppighed - kan begrunde dette.
41
Scenarie 5 kan ses som en variatio over scenarie 7, dog med bioforgasning, som giver anledning til en meromkostning. Uden
bioforgasning ville scenarie 5 være billigere end scenarie 7.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
135

Affaldsanlæg
Afsnittet dækker analyser nævnt i ovenstående Tabel 41 under overskriften "Anlæg".
Følsomhedsanalyserne om forhold på affaldsanlæggene er vist i Figur 35. I følsomhedsanalysen
"Vægt / energi" beregnes forbrændingsanlæggenes omkostninger udelukkende på basis af
tonnagen, mens energiindholdet i affaldet forudsættes ikke at have indflydelse på
investeringsbehovet for forbrændingsanlæg. Dette har betydelig indflydelse på resultaterne i
scenarierne uden biogasbehandling af organisk affald (1, 4 og 7), som alle bliver betydeligt dyrere.
Med en prissætning af organisk affald efter kun tonnage (i stedet for både energi og tonnage) stiger
forbrændingsomkostningen for organisk dagrenovation, og dette er årsagen til at scenarierne uden
kildesortering af organisk dagrenovation får højere omkostninger med denne antagelse.
kr/ton indsamlet
1.600
1.400
1.200
1.000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse Vægt / energi Virkningsgrader Små anlæg Lav forrentning
Figur 35
Følsomhedsanalyser om anlæg, køberpriser.
Ud fra tekniske betragtninger om investeringsomkostningerne for forbrændingsanlæg må det anses
for forholdsvis sikkert, at de velfærdsøkonomiske omkostninger ved at udvide forbrændingsbehovet
med et ton organisk affald er mindre end en udvidelse med et ton gennemsnitsaffald, fordi et højere
energiindhold kræver større ekstra investeringer i turbine, kedel og røggasrensning. Om dette vil
medføre at forbrændingsanlæggene i fremtiden vil prissætte behandling af organisk affald billigere
end øvrigt affald, er dog uvist. For et konkret affaldsopland bør det konkrete forbrændingsanlægs
karakteristika inddrages i denne overvejelse. 42 Følsomhedsanalysen påviser, at en overgang til
beregning kun baseret på tonnage giver en væsentligt højere omkostning, særligt i de
forbrændingstunge scenarier 1,4 og 7. Stigningen er stor nok til at scenarierne 5 og 6 får lavere
omkostninger end scenarie 7.
Forbedring af forbrændingsanlæggets virkningsgrad for el fra 23 % til 26 % mod 2 % point lavere
varmevirkningsgrad har kun meget begrænset indflydelse på resultaterne.
42
Det typiske mønster er at forbrændingsanlæg opkræver samme gebyr per ton affald uanset affaldets sammensætning. Der
findes dog også eksempler på anlæg som for nyligt er begyndt at differentiere på baggrund af sammensætningen.
136 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Brug af mindre sorteringsanlæg (kapacitet 11.000 tons/år) og mindre Aikan-anlæg (kapacitet
40.000 tons/år) i stedet for storskala anlæg - begge med en kapacitet passende til oplandet - øger
den samlede velfærdsøkonomiske omkostning. Det er en hovedantagelse, at oplandet til
sorteringsanlæggene, der anvendes i scenarierne 5, 6 og 7 er 1 mio. husstande, altså 4 gange det
betragtede opland i disse analyser. Tilsvarende er oplandet for Aikan-biogasanlægget ½ mio.
husstande, altså 2 gange det betragtede opland. Anvendes i stedet det betragtede opland med
250.000 husstande som dimensioneringsbasis for disse anlæg, vil det i scenarie 5A medføre en øget
total scenarieomkostning på ca. 65 kr./indsamlet ton affald. I scenarie 6A hvor der ikke sorteres tør
rest er den øgede omkostning 55 kr./ton, mens den uden Aikan-anlægget og tør rest sortering
(scenarie 7) er 35 kr./ton. Med sortering af tør rest er stordriftsfordelen således beskedne 10 kr./ton
indsamlet affald (forskel mellem 5A og 6A), da den tørre rest i sig selv medfører forholdsvis stor
skala. Dette kan synes som relativt små ekstraomkostninger på det samlede system. Men betragter
man alene budgetøkonomien i de enkelte anlæg kan aflæses noget større besparelser ved storskala
drift. Disse er:
Aikan-biogasanlæg: Besparelse ved storskala er 65 kr. pr behandlet tons organisk affald
(scenarier 2A, 2Z, 3A, 5A og 6A). Med en kapacitet på 80.000 tons giver dette en besparelse på
ca. 5 mio. kr. pr år i forhold til drift af 2 anlæg med halv størrelse (40.000 tons/år). Altså en
besparelse på 2,5 mio. kr./år for et opland på 250.000 boliger.
Sorteringsanlæg for kildeopdelte materialer og tør rest: Besparelse ved storskala er 88 kr. pr
ton sorteret tons materialer/affald. Med en kapacitet på 320.000 tons giver dette en besparelse
på ca. 28 mio. kr. pr år i forhold til drift af 4 anlæg med 1/4 del størrelse (ca. 85.000 tons/år).
Altså en besparelse på 7 mio. kr./år for et opland på 250.000 boliger
Sorteringsanlæg for kildeopdelte materialer: Besparelse ved storskala er 632 kr. pr. ton sorteret
tons materialer. Med en kapacitet på 40.000 tons giver dette en besparelse på ca. 25 mio. kr. pr
år i forhold til drift af 4 anlæg med 1/4 del størrelse (11.000 tons/år). Altså en besparelse på ca.
6 mio. kr./år for et opland på 250.000 boliger.
Øget transport til storskalaanlæg er ikke medtaget i de nævnte enhedsomkostninger.
Et velfærdsøkonomisk forrentningskrav på 3 % i stedet for 5 % har kun begrænset indflydelse på
rangordningen af scenarier. Det skyldes, at lavere afkastkrav favoriserer scenarier med høje
investeringer, dvs. central sortering (efter forudgående kildeopdeling) og forbrænding (1, 4, 5-7),
mens scenarierne med kildesortering har mindre investeringer og derfor ikke nyder lige så godt af
det lavere afkastkrav. Siden kildesorteringsscenarierne i forvejen klarer sig mindre godt end de
øvrige, er rangordningen stort set uændret.
Energi
Afsnittet dækker analyser nævnt i ovenstående Tabel 41 under overskriften " Energi".
Følsomhedsanalyserne om energi er præsenteret i Figur 36. Figuren viser, at ændret biogasudbytte
og afsætning af biogas til naturgasnettet kun har meget begrænset indflydelse på resultaterne. Her
kan der dog for et konkret anlæg let være større forskelle begrundet i anderledes kompressionskrav
til naturgasnet, varmeafsætning m.v.
En højere værdiansættelse af CO2 emissioner reducerer de velfærdsøkonomiske omkostninger for
alle scenarier betydeligt. Alle scenarier med øget genanvendelse bliver relativt mere fordelagtige
sammenlignet med basisscenariet, men det medfører ikke mærkbare ændringer i rækkefølgen af
scenarierne. Det samme gør sig gældende for udsving i energipriserne. Tabellerne i bilagsrapporten
viser at de forholdsmæssigt største udsving findes i scenarierne med stor materialeudsortering og
meget forbrænding, dvs. primært scenarie 7, 5+6 og til dels 4+2. Det samme mønster gør sig
gældende for værdiansættelsen af CO2.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
137

kr/ton indsamlet
1.600
1.400
1.200
1.000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse Biogasudbytte Gas til net
CO2 værdi Høje energipriser Lave energipriser
Figur 36
Følsomhedsanalyser om energi, køberpriser.
Ressourcer
Afsnittet dækker analyser nævnt i ovenstående Tabel 41 under overskriften "Ressourcer".
Følsomhedsanalyserne om ressourcer er præsenteret i Figur 37. Det ses at høje salgspriser (+100 %)
for materialer reducerer omkostningerne i scenarierne betydeligt, og relativt mere i de scenarier
hvor genanvendelsen er høj. Bilag 11 viser, at for scenarier med stor genanvendelse af materialer
kan scenarieomkostningen falde med op til cirka 30 %, mens behandlingsomkostningen kun falder
med cirka 10 % i scenarie 1 med den laveste genanvendelse af materialer. Tilsvarende er
omkostningsstigningen cirka 15 % for scenarie 5A, men kun cirka 5 % for scenarie 1 ved et stort fald
i materialepriserne. Ved antagelserne om ressourceknaphed bliver scenarierne med høj
genanvendelse relativt bedre end basisscenariet, idet basisscenariets omkostninger ved
ressourceknaphed er 20 % billigere, mens scenarierne med central sortering af materialer er
omkring 40 % billigere. Der er ikke tale om at scenariernes rangorden ændres væsentligt.
kr/ton indsamlet
1.600
1.400
1.200
1.000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse Høje salgspriser Lave salgspriser Resurseknaphed
Figur 37
Følsomhedsanalyser om ressourcer, køberpriser.
Som nævnt under afsnittet "Affaldsanlæg" ovenfor har storskaladrift en betydende effekt på
velfærdsøkonomien i de relevante scenarier. Effekten på det samlede system synes måske ikke at
være signifikant, men ved at betragte det enkelt anlægs økonomi ved stor og lille skala kan man få et
mere præcist indtryk af konsekvenserne. Dette er gjort i Tabel 42 nedenfor. Denne tabel
opsummerer de velfærdsøkonomiske skalafordele (for Aikan-anlæg og sorteringsanlæg). Samtidig
er medtaget effekterne af ressourceknaphed for udvalgte scenarier.
138 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 42
OPSUMMERING AF VIGTIGSTE STORSKALAFORDELE OG EFFEKTER AF RESSOURCEKNAPHED (2X
MATERIALEPRISER OG 1,25 X ENERGI-PRISER) FOR DET BLANDEDE OPLAND (60 % AF HUSSTANDENE I
ENFAMILIEHUSE OG 40 % I ETAGEBOLIGER) FOR UDVALGTE SCENARIER. – UDDRAG AF TABEL 37,
BILAG 11 OG
TABEL 40.
Aikan-anlæg til
kildesorteret organisk
dagrenovation
(indgår i scenarierne 2A, 2Z,
3A, 3Z, 5A, 6A)
Hovedantagelse for storskala-anlæg
– følsomhed med ressourceknaphed
2x opland for Aikan-anlæg:
Budgetøkonomisk pris for Aikan:
483 kr./ton KOD jfr.Tabel 37 (ekskl. 50-55 km
transportomk.)
Følsomhed for mindre anlægsstørrelse
- uden ressourceknaphed
1x opland for Aikan-anlæg:
Budgetøkonomisk pris for Aikan:
548 kr./ton KOD jfr. Tabel 37 (ekskl. 10-15 km
transportomk.)
Sorteringsanlæg til
kildeopdelte materialer
og tør restfraktion
(indgår i scenarierne 5A,
5F)
Eksempel på total scenariepris
(velfærdsøkonomi, køberpriser):
Totalt for sce. 5A uden ressourceknaphed: 1024
kr./ton affald.
Totalt for sce. 5A med ressourceknaphed: 622
kr./ton affald.
4x opland for sorteringsanlæg:
(1,3 x opland for balletering)
(2x opland for Aikan)
(1x opland for Biogasfælles)
Budgetøkonomisk pris for separat
sorteringsanlæg:
172 kr./ton tilført mængde - i alt 40.000 tons
kildeopdelt og 280.000 tons tør rest, jf Tabel 37
(ekskl. 70-75 km transportomk.)
Eksempler på total scenariepris
(velfærdsøkonomi, køberpriser):
Totalt for ”sce. 5A med 1x opland for
Aikan”: 1091 kr./ton affald
1x opland for sorteringsanlæg:
(1,3 x opland for balletering)
(2x opland for Aikan)
(1x opland for Biogasfælles)
Budgetøkonomisk pris for separat
sorteringsanlæg:
260 kr./ton tilført mængde - i alt 11.000 tons
kildeopdelt og 74.000 tons tør rest, jf. Tabel 37
(ekskl. 10-15 km transportomk.)
Sorteringsanlæg kun til
kildeopdelte materialer
(indgår i scenarierne 6A, 6F,
7)
Eksempel på total scenariepris -
velfærdsøkonomi, køberpriser:
Totalt for sce. 5F uden ressourceknaphed: 989
kr./ton affald.
Totalt for sce. 5F med ressourceknaphed: 584
kr./ton affald
4x opland for sorteringsanlæg:
(1,3 x opland for balletering)
(2 x opland for Aikan, 1x opland for biogasfælles,
ingen biogas i scenarie 7)
Eksempler på total scenariepris –
velfærdsøkonomi, køberpriser:
Totalt for ”sce. 5F med 1x opland for sortering”
uden ressource knaphed: 1030kr/ton affald
1 x opland for sorteringsanlæg:
(1,3 x opland for balletering)
(2 x opland for Aikan, 1x opland for biogasfælles,
ingen biogas i scenarie 7)
Budgetøkonomisk pris for separat
sorteringsanlæg:
646 kr./ton tilført mængde - i alt 40.000 tons/år,
jf.Tabel 37 (ekskl. 70-75 km transportomk.)
Eksempel på total scenariepris –
velfærdsøkonomi, køberpriser:
Totalt for sce. 7 uden ressourceknaphed: ca. 971
kr./ton affald.
Totalt for sce. 7 med ressourceknaphed: ca. 595
kr./ton affald.
Budgetøkonomisk pris for separat
sorteringsanlæg:
1277 kr./ton tilført mængde - i alt 11.000
tons/år, jf. Tabel 37 (ekskl. 10-15 km
transportomk.)
Eksempel på total scenariepris –
velfærdsøkonomi, køberpriser:
Totalt for ”sce. 7 med 1x opland for sortering”
uden ressourceknaphed: ca. 1004 kr./ton affald.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
139

Miljøeffekter
En vanskelig problemstilling er den geografiske afgrænsning af de medregnede miljøeffekter, da
nogle af processerne foregår i udlandet, og nogle af miljøeffekter er grænseoverskridende (særligt
klimaeffekter, som er den største af de kvantificerede miljøeffekter). Som udgangspunkt er anvendt
en international afgrænsning, men det kan også være relevant at se på miljøeffekter som kun
rammer Danmark. Med de nuværende mønstre i udvinding af resurser, og placering af energi- og
genindvindingsanlæg, ligger den største del af miljøfordelene i udlandet. Imidlertid kan det lige
såvel tænkes at genindvindingsanlæg i fremtiden kan placeres i Danmark, særligt hvis
genanvendelse af tørre materialer finder videre udbredelse. Det er også forudsat at den marginale
energikilde fortrinsvis er baseret på kul, som udvindes i udlandet. Naturgas er dog på sigt en anden
mulig marginal energikilde, og denne udvindes i Danmark.
Miljøeffekterne i kr./ton indsamlet affald er opgjort i Tabel 43. Den internationale afgræsning
omfatter alle miljøpåvirkninger beregnet af EASEWASTE som der er indsamlet
enhedsomkostninger for. Den nationale afgrænsning er en delmængde heraf. Opdelingen mellem
international og national afgrænsning beregnet af COWI ud fra antagelserne om
genindvindingsteknologiernes placering (alle på nær glas er placeret i udlandet), samt en antagelse
om at halvdelen af kørslen til genindvinding sker i udlandet.
TABEL 43
MILJØEFFEKTER EFTER GEOGRAFISK AFGRÆNSNING, KR./TON INDSAMLET AFFALD.
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Int, ej kvote -313 -359 -364 -346 -423 -428 -404 -422 -444 -449 -421 -426 -424
Nat, ej kvote -79 -66 -75 -60 -60 -69 -52 -63 -41 -50 -56 -65 -63
Note: 1) Kvotebelagte miljøeffekter for CO2 er ikke medregnet i denne tabel. I de velfærdsøkonomiske
omkostninger for scenarierne indgår værdien af disse effekter som del af energi- og materialepriserne. 2) Alene
emissioner til luften er værdisat i den velfærdsøkonomiske analyse. 3) Eksternaliteter fra transport indgår
ikke i denne tabel.
Tabellen viser at langt størstedelen af miljøfordelene ved øget genindvinding finder sted i udlandet.
Dette skyldes primært, at udvinding af primærresurser er forholdsvis energitungt, og at en del af
energiforbruget foregår med køretøjer eller mindre energianlæg, som har en relativt dårlig
miljømæssig profil på f. eks. SO2, NOx og partikler. Endelig kan kulminer og naturgasudvinding
give anledning til betydelige udledninger af drivhusgasser som ikke er CO2.
Miljøeffekter kan opdeles på kvotebelagte klimaeffekter, ikke kvotebelagte klimaeffekter og øvrige
miljøeffekter (som heller ikke er kvotebelagte). De kvotebelagte emissioner er generelt ikke
medregnet. Opdelingen ses i tabellen nedenfor.
140 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 44
MILJØEFFEKTER EFTER NATIONAL OG INTERNATIONAL AFGRÆNSNING (KR/TON INDSAMLET
AFFALD).
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Int, ej kvote -313 -359 -364 -346 -423 -428 -404 -422 -444 -449 -421 -426 -424
Nat, ej kvote -79 -66 -75 -60 -60 -69 -52 -63 -41 -50 -56 -65 -63
Int. i alt -420 -430 -445 -420 -482 -497 -466 -489 -496 -510 -481 -495 -493
- CO2 kvote -107 -71 -81 -74 -59 -68 -62 -67 -52 -61 -60 -69 -68
- CO2 ej kvote -146 -203 -201 -191 -245 -243 -230 -243 -254 -252 -239 -237 -240
- Øvrige -167 -156 -163 -155 -178 -185 -175 -179 -190 -197 -182 -189 -185
Nat. i alt -251 -206 -219 -204 -180 -193 -177 -189 -148 -161 -178 -192 -192
- CO2 kvote -172 -140 -144 -144 -120 -124 -125 -126 -107 -111 -123 -127 -129
- CO2 ej kvote 47 45 41 50 32 29 39 30 32 29 37 34 32
- Øvrige -125 -111 -117 -110 -92 -98 -91 -93 -73 -79 -93 -99 -95
Note: De ej kvotebelagte emissioner er summen af "CO2 ej kvote" og "Øvrige" for national og international
henholdsvis.
9.5. Budgetøkonomisk analyse
De budgetøkonomiske konsekvenser afhænger af, hvordan tiltaget finansieres. Med udgangspunkt i
den eksisterende danske hvile-i-sig-selv regulering vil omkostningerne ende hos husholdningerne.
Den pris, som husholdningerne betaler for at få indsamlet og behandlet deres dagrenovation, skal
nemlig afspejle omkostningerne. Derved vil evt. forøgede omkostninger til indsamling, transport,
omlastning og behandling af dagrenovation afholdt af kommune, affaldsselskab eller
behandlingsvirksomhed i sidste ende skulle afholdes af husholdningerne. Dette gælder også
samtlige afgifter i affaldssystemet, men ikke mistede afgifter fra energisystemet. Husholdningernes
budgetøkonomiske omkostning er således den budgetøkonomiske udgift tillagt
forbrændingsanlæggenes afgifter og fratrukket subsidier til biogas afledt af affaldsbehandling.
Hertil kommer 25 % moms. De budgetøkonomiske omkostninger inkl. afgifter er således vanskeligt
sammenlignelige med de velfærdsøkonomiske omkostninger.
Resultaterne af den budgetøkonomiske analyse fremgår af Tabel 45. Heraf fremgår det at
omkostningerne pr. husholdning til dagrenovation og de forskellige ordninger for kildesorterede
materialer mv. i scenarierne i dette projekt ligger mellem 991 og 1206 kr./husholdning inkl. moms
og øvrige afgifter.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
141

TABEL 45
BUDGETØKONOMISK ANALYSE, FAKTORPRISER.
Budgetøkonomiske omkostninger enfamilieboliger, kr./ton med og uden afgifter
Enfamilie 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Ekskl. afgift 1394 1215 1188 1230 1582 1556 1218 1510 1249 1222 1263 1236 1190
Afgifter 645 496 499 510 549 552 470 582 451 454 475 478 508
Inkl. afgift 2039 1711 1687 1739 2131 2108 1688 2092 1700 1676 1738 1714 1698
Budgetøkonomiske omkostninger etageboliger, kr./ton med og uden afgifter
Etage 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Ekskl. afgift 784 752 734 1056 754 737 1048 710 732 715 742 725 698
Afgifter 520 447 449 532 418 420 501 437 375 377 419 421 438
Inkl. afgift 1305 1198 1183 1588 1171 1156 1549 1147 1107 1092 1161 1146 1137
Budgetøkonomiske omkostninger blandede boliger, kr./ton med og uden afgifter
Blandede 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Ekskl. afgift 1173 1047 1024 1167 1283 1260 1156 1221 1062 1039 1074 1051 1012
Afgifter 600 478 481 518 502 504 481 530 423 426 455 457 483
Inkl. afgift 1773 1525 1505 1685 1784 1764 1637 1750 1485 1465 1529 1509 1495
Budgetøkonomiske omkostninger pr. husholdning pr. år inkl. afgifter
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Enfamilie 1467 1231 1214 1252 1534 1517 1214 1505 1223 1206 1250 1233 1222
Etage 797 732 723 970 716 707 946 701 676 667 709 700 695
Blandede 1199 1031 1018 1139 1206 1193 1107 1183 1004 991 1034 1020 1011
Note: Tallene for afgifter indeholder ikke afgifter betalt af kraftvarmeværker. Afgifter inkluderer
også moms.
Omkostningerne per husholdning er illustreret i nedenstående Figur 38.
142 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

kr/husstand/år
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Enfamilieboliger Etageboliger Alle boliger
Figur 38
Budgetøkonomiske omkostninger pr. husstand pr. år inkl. afgifter
En budgetøkonomisk sammenligning giver følgende hovedresultater:
Basisscenarie 1 er dyrere end de fleste andre scenarier - dog synes scenarierne 3 og 4 med 4-
kammerbeholder at være dyrere end basisscenariet for enfamilieboliger, hvilket slår igennem
for det blandede opland. Velfærdsøkonomiske følsomhedsanalyser udført på indsamlingsdelen
af scenarie 3 og 4 viser, at yderligere optimering af indsamlingsordninger i scenarie 3 og 4
(ændrede beholdere og tømningsfrekvens) kan give besparelser, som gør disse billigere end
basisscenariet.
De øvrige alternative scenarier 2, 5, 6 og 7 er budgetøkonomisk sammenlignelige og alle
billigere for enfamilieboliger end basisscenariet, hvilket slår igennem for det blandede opland,
Scenarie 2z (med optisk posesortering) er dog dyrere end basisscenariet for etageboliger men
ikke samlet set dyrere for det blandede opland.
Det behøver således ikke at give anledning til øgede omkostninger at opnå en væsentlig højere
genanvendelse af de forskellige affaldsfraktioner fra dagrenovationen (tydeligst i scenarie 5, 6 0g 7).
Kildesortering af den organiske fraktion med efterfølgende bioforgasning og udbringning på
landbrugsjord kan sammenlignes med forbrænding ved at sammenligne scenarie 6 med scenarie 7,
hvor kildesortering af organisk affald synes at være lidt dyrere end forbrænding. Forskellene
(svarende til cirka 1 % af den samlede omkostning) er inden for beregningsusikkerhederne.
Den budgetøkonomiske prissætning af forbehandlet biogaspulp forudsætter fuldkommen
konkurrence om pulpen, sådan at anlæggene i fremtiden tænkes at betale for pulp. Med imperfekt
konkurrence vil affaldskunderne (affaldsselskaberne) få mindre for pulpen og evt. skulle betale for
at komme af med den. Betalingen vil komme an på konkurrencesituationen for de konkrete anlæg.
Denne betragtning om konkurrenceforhold skal også sættes i forhold til, at indtægter fra salg af
energi fra gas produceret ud fra den organiske dagrenovation (som har lavere gaspotentiale end
mange typer af industriaffald) bl.a. skal afholde øgede udgifter til at fremskaffe arealer, som kan
modtage de ekstra næringsstoffer fra affaldet, idet biogasfællesanlæg normalt er beliggende i
områder med høj husdyrtæthed, samt udgifter til transport og udspredning af den afgassede
organiske dagrenovation. Forestiller man sig imperfekt konkurrence - f.eks. ved at
biogasfællesanlæg i stedet for at betale 100 kr./ton for pulpen modtager pulpen til f.eks. 0 kr. - skal
F-scenarierne med biogasfællesanlæg tillægges i størrelsesorden 20-25 kr./ton indsamlet affald i
alt.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
143

Med den valgte scenariestruktur og afgrænsning af de beregnede omkostninger kan det beregnede
afgiftsprovenu ses som det samlede afgiftsprovenu hidrørende fra behandling af
dagrenovationsaffald.
I basisscenariet er afgiftsprovenuet hidrørende fra affaldssektoren 52 mio. kr./år (jf. Tabel 46), som
dog opvejes af tilsvarende cirka 50 mio. kr./år afgifter fra varmesektoren som ikke betales, fordi
affaldsvarme fortrænger varme fra andre varmeanlæg. Der er forudsat samme afgiftsbetaling for
tillægsafgift og (affalds)varmeafgift, men CO2 afgift for el betales ikke af varmeanlæggene, da de er
underlagt kvotesystemet og derfor fritaget. Således vil mindre forbrænding føre til tab af CO2 afgift.
Der er en vis usikkerhed i beregningen af afgiftsprovenuet, fordi dette baserer sig på forsimplede
antagelser om afgiftsbetalingen i varmesektoren, hvis nøjagtige beskrivelse falder uden for dette
projekt. Modeller som Energistyrelsens RAMSES vil være meget velegnede til at forudsige
provenuændringen, da denne model ud over affaldsforbrændingsanlæg og biogasanlæg beskrevet
her også meget nøje beskriver danske el og varmeproduktionsanlæg.
Affaldssektoren er momspligtig, hvorfor momsindtægter på mellem 43 og 54 mio. kr. årligt også
indgår. En del af affaldssektorens moms vil kunne modregnes med købsmoms, men køb af
momspligtige varer og tjenesteydelser fra andre branche (indirekte effekt) vil opveje modregningen.
Energiafgifter er også momsbelagt. Det ligger uden for opgavens omfang at foretage et egentligt
momsregnskab.
Subsidier til bioforgasning betales over PSO systemet og indgår således ikke som en statslig afgift,
som der skal beregnes skatteforvridningstab af.
TABEL 46
ÆNDRINGER I AFGIFTSPROVENUET, MIO. KR.
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Affaldsvarmeafgift 21,1 14,9 15,5 15,6 12,5 13,0 13,2 15,5 10,9 11,5 12,8 13,4 15,8
Tillægsafgift 24,4 17,2 17,9 17,9 14,4 15,0 15,3 17,8 12,5 13,2 14,8 15,5 18,2
CO2 afgift 6,3 4,5 4,6 4,7 3,7 3,9 4,0 4,6 3,3 3,4 3,9 4,0 4,7
Ændret afgift varme -50,4 -38,1 -39,4 -39,5 -32,3 -33,6 -34,0 -36,8 -28,5 -29,8 -33,1 -34,5 -37,7
Moms 49,6 44,3 43,3 49,3 54,2 53,2 48,9 51,6 44,9 43,9 45,4 44,4 42,8
Afgifter i alt 51,1 42,7 41,9 48,0 52,5 51,6 47,3 52,7 43,1 42,2 43,7 42,9 43,9
PSO i alt 0,0 -5,1 -5,0 -4,8 -5,1 -5,0 -4,8 0,0 -5,1 -5,0 -5,1 -5,0 0,0
- Biogas GJ støtte 0,0 -2,6 -2,5 -2,4 -2,6 -2,5 -2,4 0,0 -2,6 -2,5 -2,6 -2,5 0,0
- Biogas mindstepris el 0,0 -2,1 -2,0 -2,0 -2,1 -2,0 -2,0 0,0 -2,1 -2,0 -2,1 -2,0 0,0
Note: "Ændret afgift varme" dækker over ændrede energiafgifter fra de varme- og kraftvarmeværker hvis
varmeproduktion substituerer/substitueres af varmeproduktion i affaldssektoren.
144 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Referencer
affald danmark (2011) CO2-opgørelser i den danske affaldsbranche – en vejledning. Introduktion,
koncept og basisdata. affald danmark og DAKOFA. 1. oktober 2011.
AIEA, IAEA & OECD (2004). Uranium 2003. Resources, Production and Demand. "Red Book":
http://www1.oecd.org/publications/e-book/6604081E.PDF
Astrup, T, Dall, O & Wenzel, H. (2011) Fastlæggelse af energidata til brug i CO2-opgørelser. Rapport
for affald danmark.
Bernstad , A., Malmqvist, L., Truedsson C. & la Cour Jansen, J. (2012): Need for improvements in
Physical pretreatment of Source-Separated Household Food Waste. Accepteret til publisering i
Waste Management.
BP (2005) BP Statistical Review of World Energy June 2005. "Putting energy in the spotlight":
http://www.bp.com/liveassets/bp_internet/globalbp/globalbp_uk_english/publications/energy_r
eviews_2005/STAGING/local_assets/downloads/pdf/statistical_review_of_world_energy_full_re
port_2005.pdf
Bruninx, K, Madzharov, D., Delarue, E. & D'haeseleer, W. (2012) Impact of the German phase-out
on Europe’s electricity generation. TME working paper - Energy and Environment. International
conference on the European energy market, Florence, Italy, 10-12 may 2012.
Bruun, S., Thorsen, B.J., Stoumann Jensen, L., Preuss Nielsen, M. & Scott Bentsen, N. (2012)
Betydning og værdisætning af kulstoflagring i forbindelse med tilførsel af organisk affald til dansk
landbrug. Det biovidenskabelige Fakultet, Københavns Universitet.
Bruun, S., Hansen, T.L., Christensen, T.H, Magid, J. & Jensen, L.S. (2006): Application of
processed organic municipal solid waste on agricultural land - a scenario analysis. Environmental
Modeling & Assessment 11: 251-265.
Christensen, T.H., Bhander, G., Lindvall, H., Larsen, A.W., Fruergaard, T., Damgaard, A., Manfredi,
S., Riber, C. & Hauschild, M.T. (2007) Experience with the use of LCA-modelling (EASEWASTE) in
waste management. Waste management & Research 25: 257-262.
Cordell, D., Drangert, J-O. & White, S. (2009) The story of phosphorus: Global fod security and
food for thought. Global Environmental Change 19: 292-306.
COWI (2009) "Samfundsøkonomisk vurdering af forbrænding, medforbrænding og biologisk
behandling", http://www.affalddanmark.dk/docs/udgivelser/samfundsokonomivurdering.pdf
COWI (2012) LCA- screening af biogasteknologier til behandling af bioaffald. Rapport til
Vestforbrænding I/S.
DTU Transport (2010): Transportøkonomiske enhedspriser juli 2010.
http://www.dtu.dk/centre/Modelcenter/Samfunds %C3 %B8konomi/Transport %C3
%B8konomiske %20Enhedspriser.aspx
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
145

EIA (2003) Annual Energy Review 2003: http://www.eia.doe.gov/aer/pdf/aer.pdf
Energistyrelsen (2005) Basisfremskrivning af el- og fjernvarmeproduktionen 2005-2025. Teknisk
baggrundsrapport til Energistrategi 2025.
Energistyrelsen (2011): Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser i energisektoren.
Energistyrelsen (2011 b) Notat om kraftvarmeværkers energieffektivitet udarbejdet som svar på Det
Energipolitiske Udvalg 2010-11 spørgsmål 100.
Energistyrelsen (2012): Alternative Drivmidler, version 2.0. http://www.ens.dk/DA-
DK/KLIMAOGCO2/TRANSPORT/ALTERNATIVEDRIVMIDLER/Sider/Forside.aspx
Energistyrelsen (2012 b) Technology Data for Energy Plants. Generation of Electricity and District
Heating, Energy Storage and Energy Carrier Generation and Conversion. Energinet.dk,
Energistyrelsen
Energistyrelsen (2012 c) http://www.ens.dk/dadk/info/nyheder/nyhedsarkiv/2012/sider/20120320stortfaldienergiforbrugogco2-udledning.aspx
Eriksson, Y. & Holmström, D. (2010): Förbehandling av matavfall med skruvpress - Utvärdering av
effektiviteten i förbehandlingsanläggningen på NSR i Helsingborg, Examensarbete Lunds
Universitet, Februar 2010.
Finnveden, G. (2008) A world with CO2 caps. Int. J. Life Cycle Assess.: 13:365–367.
Frieshknecht, R., Jungbluth, N., Althaus, H.-J., Doka, G., Hect, T., Hellweg, S., Hischier, R.,
Nemecek, T., Rebitzer, G., Spielmann, M. & Wernet, G. (2007) Overwiev and Methodology,
ecoinvent report No. 1. Swiss centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf.
Fruergaard, T., Ekvall, T. & Astrup, T. (2009) Energy use and recovery in waste management and
implications for accounting of greenhouse gases and global warming contributions. Waste
Management & Research, 27: 724-737.
Gentil, E., Christensen, T.H. & Aoustin, E. (2010) Greenhouse gas accounting and waste
management. Waste Management & Research 27: 696-706.
Grosso, M., Biganzoli, L. & Rigamonti, L. (2011) A quantitative estimate of potential aluminium
recovery from incineration bottom ashes. Resources, Conservation and Recycling 55: 1178-1184.
Hansen, T.L., Bhander, G.S., Christensen, T.H., Bruun, S. & Jensen, L.S. (2006): Life cycle
modeling of environmental impacts from application of processed organic municipal solid waste on
agricultural land (EASEWASTE). Waste Management and Research, 24, 153-166.
Hauschild, M.T., Olsen, S.I., Hansen, E. & Schmidt, A. (2008) Gone… but not away – addressing
the problem of long-term impacts from landfills in LCA. The International Journal of Life Cycle
Assessment 13: 547-554.
Hedegaard, K., Thyø, K.A. & Wenzel, H. (2008) Life cycle assessment of an advanced bioethanol
technology in the persopective of constrained biomass availability. Environmental Science and
Technology 42: 7992-7999.
146 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Kirkeby, J.T., Birgisdóttir, H., Hansen, T.L., Christensen, T.H., Bhander, G.S. & Hauschild, M.Z.
(2006): Environmental assessment of solid waste systems and technologies: EASEWASTE. Waste
Management and Research 24: 3-15.
Klima- og Energiministeriet (2011) Energistrategi i 2050 – fra kul, olie og gas til grøn energi
Laurent, A., Olsen, S.I. & Hauschild M.Z. (2011) Normalization in EDIP97 and EDIP2003: updated
European inventory for 2004 and guidance towards a consistent use in practice. The International
Journal of Life Cycle Assessment 16: 401-409.
Merz, S.K. (2004) ”Dioxin and Furan Emissions to Air from Secondary Metallurgical Processes in
New Zealand”. Ministry for the Environment, Wellington, New Sealand.
Miljøministeriet (2010): Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter, ISBN PDF version:
978-87-92548-71-9, http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2010/978-87-92548-71-
9/pdf/Endelig %20Vejledning %20i %20samfunds %C3 %B8konomisk %20vurdering %20af
%20milj %C3 %B8projekter_net.pdf
Miljøstyrelsen (2003): Basisdokumentation for biogaspotentialet i organisk dagrenovation,
Miljøprojekt 802, 2003.
Miljøstyrelsen (2010) Affaldsstatistik 2009 og fremskrivning af affaldsmængder 2011-2050.
Orientering fra Miljøstyrelsen Nr. 4 2011
Mladenowska, Z. & Ahring, B. (2007): Biogas: 20 % mere el med to reaktorer. FIB (Forskning i
Bioenergi fra Biopress) nr. 18, 2007.
Møller, J. (2012) LCA af Biovækst. Rapport udført for Biovækst's bestyrelse af DTU Miljø.
Møller, J., Clavreul, J. & Christensen, T.H. (2010) LCA-screening af ressourcescenarier i
Vestforbrændings område. Intern rapport for Vestforbrænding I/S.
Møller, J., Fruergaard, T., Riber, C., Astrup, T. & Christensen, T.H. (2009) Miljøvurdering af
affaldsforbrænding og alternativer. Rapport for affald danmark.
Nilsson, P. & Christensen, T.H. (2011) Waste Collection: Systems and organization. In: Christensen,
T.H. (ed.) Solid Waste Technology & Management, Blackwell Publishing Ltd.
Ott, C. & Rechberger, H. (2012) The European phosphorus balance. Resources, Concervation and
Recycling 60: 159-172.
Persson, T. (2008) Koldioxidvärdering af energianvändning. 38 p. Underlagsrapport. Statens
Energimyndighet.
Plantedirektoratet (2011) Vejledning om gødsknings- og harmoniregler. Planperioden 1. august
2011 til 31. juli 2012. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri, Plantedirektoratet juli 2011.
Sköldberg, H. & Unger, T. (2008) Effekter av förändred elanvänding/elproduktion –
Modelberäkninger. Elforsk rapport 08:30.
Sköldberg, H., Unger, T. & Olofsson, M. (2006) Marginalel och miljövärdering av el. Elforsk rapport
06:52.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
147

USGS (2005) U.S. Geological Survey Mineral Commodity Summaries 2005. U.S. Department of the
Interior: http://minerals.usgs.gov/minerals/pubs/mcs/2005/mcs2005.pdf
Weidema, B. & Wesnæs, M.S. (1996) Data quality management for life cycle inventories-an example
of using data quality indicators. J. Cleaner Products 4: 167-174.
Wenzel, H; Hauschild, M. & Alting, L. (1997) Environmental Assessment of Products. Volume 1:
Methodology, tools and case studies in product development. Kluwer Academic Publishers.
148 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 1
Begrebsforklaringer
Nedenstående tabel opsummerer og forklarer mange af de begreber, der anvendes i beskrivelsen af
scenarieberegningerne.
Afgrænsning/
potentialer
Sortering
I scenarierne indgår kun dagrenovation - inklusiv papir, pap/karton,
glas/flasker, metal, plast og organisk som måtte blive bragt eller hentet
separat via en kommunal ordning - herunder også afleveret på
genbrugsstation.
Dagrenovation opdeles i: papir, karton, glas, metal, plast, organisk og
restaffald.
Mængde og sammensætning af dagrenovation følger opdelingen i Miljøprojekt
nr. 868, 2003. For papir og glas bliver mængden justeret til det samlede
potentiale for husholdninger. For papir sker dette ved at anvende data for
papirpotentialet (Miljøprojekt nr. 1044, 2005), opdateret til 2007. For
glas-, metal- og plastemballage anvendes emballageforsyningsmængden
for husholdninger. Den heraf beregnede enhedsmængde for
dagrenovation er justeret, så den svarer til ISAG-registreringen for 2008.
Potentialet for karton udgøres alene af mindre salgsemballager af bølgepap og
karton, samt andet egnet karton.
For karton, metal og plast vurderes den samlede materialefraktion – inklusiv
emballage og andre produkter af de respektive materialer.
Metal fra slagge fra forbrænding af dagrenovationen er medtaget i mængder
genanvendt
Kildesorteret affald består af én fraktion (f.eks. papir eller organisk affald), der
uden yderligere behandling kan tilføres oparbejdning.
Kildesorteret organisk affald indeholder normalt en del ikke-organisk affald
(urenheder). Dette affald forudsættes i beregningerne frasorteret før
behandling på biogasanlæg. Det frasorterede affald leveres direkte til
forbrænding.
Kildeopdelt affald består af en blandet fraktion (f.eks. karton, plast og metal)
som er kildesorteret hos husholdningen og opsamlet i samme rum /
beholder. Kildeopdelt affald gennemgår en mekanisk sortering, hvor
affaldet opdeles i karton, forskellige plasttyper (LDPE, HDPE, PET, PP,
PS) , metal (jern og aluminium) og rest, så de forskellige materialer af god
kvalitet kan leveres til videre oparbejdning og genanvendelse.
Affald, der ikke indsamles som kildesorterede eller kildeopdelte materialer,
forudsættes indsamlet sammen med restaffald. Restaffald indeholder
således en blanding af papir, karton, plast, glas, metal, organisk affald og
rest, hvor ”rest” betegner alt andet affald end de nævnte fraktioner.
Andelen af papir, karton, plast, glas, metal og organisk materiale i
”resten” afhænger af, hvor effektivt indsamlingssystemet er til at opsamle
de respektive fraktioner.
Det frasorterede affald på et behandlingsanlæg (f.eks. fra videre sortering på et
biogasanlæg) kan indeholde såvel fejlsorteret affald som korrekt sorteret
affald. Beregningsteknisk forudsættes det dog, at alt det kildesorterede /
kildeopdelte affald er korrekt sorteret. En del af det kildesorterede og
kildeopdelte affald bliver dog sorteret fra på behandlingsanlægget og
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
149

Effektivitet
sendt til forbrænding.
Der forudsættes samme sorteringseffektivitet på behandlingsanlægget, uanset
om affaldet kommer fra enfamiliehuse eller etageboliger.
De opstillede effektiviteter er ambitiøse, men realistiske.
Indsamlingseffektivitet og sorteringseffektivitet (på sorteringsanlæg) for
affaldsfraktioner til genanvendelse baseres på erfaringer fra etablerede
ordninger (danske og udenlandske)
Den samlede effektivitet i et scenario opgøres som den indsamlede mængde
fratrukket den mængde, der frasorteres eller kasseres i den efterfølgende
behandling 43 . (Frasorteret affald forudsættes at ende som brændbart
affald, der brændes sammen med restaffaldet). Effektivitet i indsamling
og behandling fremgår af hovedrapport samt af Bilag 3.
Affaldsopland Affaldsopland: 250.000 boliger. Affaldsoplandet svarer til ca. 550.000
indbyggere hvilket er ca. 1/10 Danmarks befolkning.
Materiel
Beholdertyper og tømningsfrekvenser er fastlagt, som de typisk vil blive valgt i
nye danske ordninger. Der er generelt forudsat en optimering af
beholderstørrelse og tømningsfrekvens, som giver en høj fyldningsgrad af
beholderne. Tømningsfrekvenser fremgår af scenariebeskrivelser.
I scenarie 1, hvor der ikke indsamles (afhentes) andre fraktioner end restaffald
direkte fra husstanden, forudsættes ugentlig afhentning af dagrenovation,
hvilket er den gængse indsamlingsfrekvens i sådanne ordninger i
Danmark. Variationer forekommer dog.
Anlæg Se hovedrapport og bilag 4.
Transport
Økonomi
Afsætningspriser
Transportafstande er angivet i hovedrapport.
Alle beløb regnes eksklusiv moms.
Økonomi opgøres som systemomkostninger for de beskrevne scenarier.
Alle anlægsinvesteringer (beholdere, kuber, anlæg) indgår i beregningen. Pris,
afskrivning (år) og rente (x % p.a.) indgår. Størrelser fremgår af
hovedrapport.
Gennemsnitlige priser er anvendt for opsamlingsenheder, tømning, transport,
behandling. Investering i vogne til indsamling og transport, opgøres ikke
særskilt, men medtages indirekte i renovatørens tømningspris eller
vognmandens pris for transport og heri indgår ligeledes udgifter til
mandskab, diesel mv. Det er den almindelige metode anvendt i
licitationsmateriale for indsamling af dagrenovation i Danmark.
Omkostninger til anlæg og drift af genbrugsstationer indgår ikke i de
økonomiske beregninger.
Der er ringe tilgængelighed af data for visse typer behandlingsanlæg, - især
data om økonomi, kapacitet og sorteringseffektivitet for visse
sorteringsanlæg. Der anvendes et bedste bud ud fra kendte
anlægskoncepter. Investering og driftsomkostninger i forhold til
kapaciteten på de anvendte scenariers aktuelle anlægsstørrelser er
skønnet.
Afsætningspriser (senest opdaterede) er indhentet via kommuner,
affaldsselskaber og materialehandlere. Der er anvendt et balanceret 2012
prisniveau. For kompost fra biologisk behandlet kildesorteret organisk
dagrenovation (biogasforgasning med kompost som slutprodukt)
anvendes dog en pris leveret hos landmand på 0 kr.
Flasker og skår afregnes begge kun til skårpriser. Flasker og skår er forudsat
afsat direkte til glasværk.
43
Denne fodnote er slettet
150 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 2
Affaldsmængder og
sammensætning
Dette bilag er udarbejdet af Econet A/S
Mængde og sammensætning af dagrenovation, papir og glas fra husholdninger er i denne rapport
opgjort ud fra 4 kilder:
1. Mængden af emballage er hentet fra rapporten: Vurdering af genanvendelsesmålsætninger
i affaldsdirektivet, Miljøprojekt nr. 1328, Miljøministeriet 2010. Oplysninger heri stammer
oprindelig fra Emballageforsyningsstatistikken – baseret på data fra 2005.
2. Mængden af papir bygger på opgørelsen i ”Kortlægning af papir- og pappotentialet fra
private husstande i 2003”, Miljøprojekt nr. 1044, Miljøministeriet 2005.
3. Fordelingen på fraktioner i dagrenovation bygger på rapporten ” Sammensætning af
dagrenovation og ordninger for hjemmekompostering. Miljøprojekt nr. 868,
Miljøministeriet 2003”.
4. ”Affaldsstatistik 2007 og 2008”, Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 5, Miljøministeriet
2010.
I det følgende beskrives kort, hvorledes mængde og sammensætning i denne rapport er
fremkommet for boligtyper og fraktioner.
Det har været en forudsætning for opstilling af mængde og sammensætning af de for projektet
relevante affaldstyper, at det skal svare til faktisk registrerede mængde ifølge Affaldsstatistikken for
2008. I den i rapporten anvendte affaldsmængde indgår summen af dagrenovation, samt særskilt
indsamlet papir og glas fra husholdninger. Den mængde opgøres i ”Affaldsstatistikken 2007 og
2008” til 1.690.233 ton, hvilket klart overstiger den mængde, der kan beregnes med udgangspunkt i
den særskilt indsamlede mængde papir og glas tillagt mængden af ”egentlig dagrenovation”.
”Egentlig dagrenovation” er her lig den totale årsmængde beregnet ud den mængde affald en
husstand (enfamiliebolig hhv. etagebolig) frembringer 44 . Der er på den baggrund behov for at
justere mængden af de enkelte fraktioner – og det er denne øvelse, der beskrives i det følgende.
Potentiale for papir
Papir- og pappotentialet fra private husholdninger i 2003 fremgår af Miljøprojekt 1044 45 . Det
samlede potentiale blev bestemt ud fra en undersøgelse af en række bladkategorier. Resultatet af
opgørelsen fremgår af Tabel 47. I samme tabel præsenteres en beregning af potentialet i 2007.
Denne beregning er foretaget af Econet (og ikke tidligere offentliggjort). Forudsætninger for
beregningen præsenteres i det følgende.
44
Sammensætning af dagrenovation og ordninger for hjemmekompostering. Miljøprojekt nr. 868, Miljøministeriet 2003
45
Kortlægning af papir- og pappotentialet i private husstande 2003. Miljøprojekt nr. 1044, Miljøministeriet 2005
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
151

Tabel 47 Papirpotentialet for husstande i 2003 hhv. 2007 (ekskl. distribution til erhverv)
Kategori Papirpotentiale - 2003 Papirpotentiale - 2007
1000
[tons]
Kg pr.
husstand
1000
[tons]
Kg pr.
husstand
Dagblade 101,5 40,9 92,2 36,4
Gratisaviser 17,3 6,8
Distriktsblade 34,3 13,8 37,1 14,7
Ugeblade og månedsmagasiner 30,7 12,4 28,9 11,4
Fagblade/medlemsblade 18,4 7,4 18,4 7,3
Distribution af telefonbøger 1) 4,3 1,7 4,3 1,7
Adresseløse tryksager 105,4 42,5 170,2 67,2
Adresserede forsendelser 38,1 15,4 38,9 15,4
Andet papir 18,9 7,6 18,9 7,6
I alt 351,7 141,8 426,2 168,5
Den gennemsnitlige mængde papir- og pap, som husstanden modtog i 2003 androg 142 kg. De
nærmere forudsætninger for de gennemførte beregninger fremgår af Miljøprojekt 1044, se fodnote
45.
Nedenfor præsenteres et skøn af papir- og pappotentialet for 2007. Beregningerne er gennemført
under følgende forudsætninger:
1. Dagblade. Data er hentet fra offentlige tilgængelige kilder. Det forudsættes at vægten pr.
avis er uændret i forhold til 2003
2. Distriktsblade. Mængden er baseret på udviklingen for 36 distriktsblade.
3. Ugeblade- og månedsmagasiner. Data er hentet fra offentlige tilgængelige kilder. Det er
forudsat, at vægten pr. udgivelse er uændret i forhold til 2003. Kun udgivelser af
vægtmæssig betydning er inddraget.
4. Fagblade/medlemsblade. Omfanget er forudsat uændret i forhold 2003.
5. Telefonbøger. Omfanget er forudsat uændret i forhold 2003.
6. Adresseløse tryksager. Data er hentet fra en større distributører, men er dækkende for
landet som helhed.
7. Adresserede forsendelser. Data er hentet fra Post Danmark.
8. Andet papir. Mængden forudsat uændret i forhold til 2003
Dagblade. Data om solgt oplagstal er pr. 1 halvår 2007. Kilde: Dansk Oplagskontrol. Der er
indsamlet data for alle hverdags- og søndagsaviser. Mængden er beregnet til 113.867 tons inkl.
distribution til erhverv. Der forventes en yderligere nedgang i dagbladenes oplag. I 2003 var
mængden 124.587 tons. Der er tale om en nedgang på 10.720 tons svarende til 8,6 %. Det
forudsættes, at nedgangen er den samme for dagblade distribueret til husholdninger hhv. til
erhverv. For dagblade til husstande betyder det en reduktion fra 101.500 ton til 92.200 ton.
152 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Gratisaviser. Denne kategori er ny i forhold til tidligere kortlægninger af papirpotentialet for
husstande. Ved gratisaviser forstås her en avis med udgivelse på alle ugens hverdage. Avisen
uddeles gratis. I visse områder husstandsomdeles avisen. Der eksisterer pt. fire større gratisaviser,
nemlig: Nyhedsavisen der er landsdækkende samt MetroXpress, Urban og 24Timer, der ikke er
landsdækkende. Der er indsamlet data om oplag og vægt 46 . I beregningerne er det forudsat, at 60 %
af det samlede oplag er husstandsomdelt, mens 40 % omdeles frit fx på togstationer. Det har ikke
været muligt at få denne fordeling verificeret, men i 2007 indsamledes der alene 585 tons på S-
togsstationerne 47 . I løbet af 2008 blev ”24Timer” ikke længere husstandsomdelt. Fra 2010 blev
ingen gratisaviser husstandsomdelt. Der er anvendt følgende oplagstal 48 og gennemsnitsvægte:
Den distribuerede mængde gratisaviser udgjorde 28.860 tons, hvoraf de 17.300 tons blev
husstandsomdelt og derfor er medtaget i Tabel 47.
Distriktsblade. I udgangspunktet er der forudsat uændret oplag i forhold til beregningerne for
2003. Der er dog indhentet data fra Mediaedge:cia (www.mecglobal.com). Data omfatter et udsnit
på 36 distriktsblade, som havde 30 pct. af den samlede mængde for distriktsblade i 2003. Data er
for 1. halvår 2006. Den samlede mængde for de 36 distriktsblade var steget med 8 pct. fra 2003. Det
forudsættes derfor, at mængden af distriktsblade distribueret til private husstande er steget med 8
pct. fra 34.300 ton til 37.100 ton.
Ugeblade og månedsmagasiner. Der er indhentet data fra de 12 største ugeblade for 2. halvår
2006, DO (Dansk Oplagskontrol). Disse blade stod for 87 pct. af den solgte ugebladsmængde i
denne kategori i 2003 nemlig 21.687 tons. I 2006 androg mængden 20.308 tons, der svarer til en
nedgang på 6,3 %. Mængden af ugeblade og månedsmagasiner i 2003 var 30.747 tons, heraf
udgjorde månedsmagasiner 5.900 tons i 2003. Den samlede mængde i 2003 nedskrives med 6 %,
herved fås potentialet for 2006-2007.
Fagblade/medlemsblade. Omfanget forudsat uændret.
Telefonbøger. Omfanget forudsat uændret.
Adresseløse tryksager. Data er hentet fra ForbrugerKontakt. Data er fra 2007. Der er tale om en
gennemsnitsmængde. Der er store geografiske forskelle i mængden af adresseløse tryksager
distribueret til private husstande. Antallet af adresseløse distributioner i 2007 er oplyst til 3.213
mio. med en gennemsnitsvægt på 53 gram. Telefonbøger og vejvisere distribueret for Post Danmark
og Eniro er inkluderet.
Adresserede forsendelser. Data er hentet fra Post Danmark. Post Danmark oplyser, at der i 2007
var ca. 1,2 mia. adresserede forsendelser – heraf 60 pct. til de private husstande. Den
gennemsnitlige vægt er anslået til mellem 52-55 gram. I dette notat er der regnet med 54 gram, idet
Post Danmark anfører, at den nævnte gennemsnitsvægt formodentlig ligger i den høje ende af
intervallet. I 2003 var den samlede mængde 38.100 tons. For 2007 kan mængden beregnes til
38.880 tons, dvs. en stigning på 2 pct.
Andet papir. Data er hentet fra landsdækkende undersøgelse af papir i dagrenovation 49 .
46
Nyhedsavisen: oplag 498.000 og vægt 102 gram. MetroXpress: oplag 222.000 og vægt 81 gram.
Urban: oplag 216.000 og vægt 102 gram. 24Timer: oplag 260.000 og vægt: 75 gram.
47
RenViden, nr.1, april 2008
48
Nyhedsavisen - Foreløbige oplysninger fra Dansk Oplagskontrol 2008
49
Sammensætning af dagrenovation og ordninger for hjemmekompostering. Miljøprojekt nr. 868, Miljøministeriet 2003.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
153

Eftersom husstandsomdeling af gratisaviser ophørte fra 2008, så er det i dette projekt valgt at se
bort fra denne mængde i opgørelsen – husstandsomdeling af gratisaviser var ikke en aktuel
ordning, da scenarierne til dette projekt blev opstillet. Af Tabel 47 fremgår, at den samlede mængde
papir i husholdningerne er 426.200 ton (2007), hvoraf husstandsomdeling af gratisaviser udgjorde
17.300 ton. Herved reduceres mængden af papir til 408.900 ton, som fordeler sig på ca. 2,53 mio.
husstande. Et opland (150.000 enfamiliehuse + 100.000 husstande i etageboliger) i dette projekt
har som følge heraf 40.442 ton papir.
Potentiale for emballagematerialer
Det er valgt at lade affaldsmængden af de enkelte materialer (pap, plast, glas og metal) svare til den
mængde, der fremgår af Forsyningsstatistikken.
Emballageforsyningen (2005) giver oplysning om følgende:
Glasemballage 89.432 ton
Metalemballage 34.809 ton
Plastemballage 76.154 ton
Papemballage 87.822 ton
For papemballage gælder, at 32 % heraf er bølgepapemballage. Det forudsættes, at 80 % heraf
opsamles i storskraldsordninger og lignende. Det vil således kun være de resterende 20 % af
bølgepapemballagerne, der opsamles som ”dagrenovation” – i alt opsamles således 65.340 ton
papemballage i dagrenovationen, hvilket er den mængde, der medregnes som papemballage i dette
projekt.
Dagrenovationens sammensætning
I Miljøprojekt 868 er mængde og sammensætning for dagrenovationen opgjort på 19 overordnede
fraktioner. Hver af disse fraktioner er opdelt i et antal delfraktioner, hvoraf der totalt er ca. 150. I
nærværende projekt er de mange fraktioner aggregeret til først 9 og siden 7 fraktioner – i sidste
ende ”plastemballage” og ”andet af plast” slået sammen til en ”plast” fraktion, og tilsvarende for
metal. I Tabel 48 er vist sammensætningen af dagrenovation – aggregeret til ni fraktioner.
154 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 48 Mængde og sammensætning af dagrenovation. Kg pr. husstand pr. uge
Boligtype: Etageboliger Enfamilieboliger
Gns. husstandsstørrelse 2,4 1,9
Fraktion: opdelt Aggregeret opdelt aggregeret
Ikke forarbejdet veget. Affald 1,69 Organisk: 2,32 Organisk:
Andet vegetabilsk affald 0,65 3,270 0,93
4,695
Animalsk affald 0,77 1,00
Haveaffald m.v. 0,24 0,51
Genanvendeligt papir og pap 0,96 Papir: 0,98 Papir:
Aftørringspapir 0,32 1,055 0,29
1,045
Andet rent, tørt papir 0,17 Pap: 0,20 Pap:
Andet snavset papir 0,45 0,660 0,76
0,605
Plastemballage 1 0,64 0,655 0,82 0,770
Andet plast 0,09 0,090 0,09 0,090
Metalemballage 0,18 0,185 0,29 0,255
Andet af metal 0,07 0,070 0,06 0,060
Glasemballage 0,21 0,220 0,25 0,250
Bleer m.v. 0,70 Rest: 0,52 Rest:
Andet brændbart 0,43 2,005 0,50
2,209
Andet af glas 0,03 0,029
Andet ej brændbart 0,33 0,36
Sammensatte produkter 0,02 0,010
Farligt affald 0,01 0,018
Affald i alt 8,210 9,979
Kilde: Sammensætning af dagrenovation og ordninger for hjemmekompostering. Miljøprojekt nr. 868,
Miljøministeriet 2003.
1) Emballager inklusive folier
I Tabel 48 indgår for fraktionerne (papir, pap, plastemballage, metalemballage og glasemballage)
mængden af disse fraktioner, som de forekommer i dagrenovationen. I dette projekt er det som
tidligere nævnt i dette bilag, derimod forsyningsmængden af de tilsvarende fraktioner, der regnes
med.
I Tabel 49 er der for såvel enfamilieboliger som etageboliger indsat en kolonne 2, hvor
potentialemængderne for papir og emballagematerialer fremgår. De øvrige fraktioner er i denne
kolonne fastholdt fra kolonne 1.
Af den aggregerede mængde papir i dagrenovation udgør aftørringspapir 0,29 kg pr. husstand pr.
uge for etageboliger og 0,23 kg for enfamilieboliger. Denne papirkvalitet egner sig ikke til
traditionel genanvendelse af papir. I dette projekt bliver tissuepapir derfor betragtet som organisk
affald. I Tabel 49, kolonne 2 er aftørringspapir derfor flyttet fra ”Papir” til ”Organisk”.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
155

Den registrerede mængde dagrenovation (dagrenovation + papir og glas) på 1.690.233 ton i
”Affaldsstatistik 2007 og 2008” er betydelig større end den mængde, der kan beregnes med en
gennemsnitlig ugentlig mængde dagrenovation på 12,124 kg pr. husstand i enfamiliebolig og 10,314
kg pr. husstand i etagebolig ved en fordeling på 1,5 mio. enfamilieboliger og 1,0 mio. husstande i
etageboliger. For at få den beregnede mængde til at stemme med den registrerede mængde, er vi i
dette projekt nødt til at opskrive mængden af dagrenovation fra enfamilieboliger til 13,837 kg pr.
husstand pr. uge og fra etageboliger til 11,750 kg. Dette er gjort i kolonne 3 for hver boligtype.
Denne opskrivning sker kun for de fraktioner, hvor der ikke foreligger en forsyningsmængde (dvs.:
andet af plast, andet af metal, organisk affald og restaffald) – mængden af de respektive fraktioner
er opskrevet med ca. 17 % fra kolonne 2 til kolonne 3.
Tabel 49 Justeret mængde og sammensætning af dagrenovation fra enfamilieboliger hhv. etageboliger. Kg pr. husstand
pr. uge.
Enfamilieboliger
Etageboliger
1 2 3 1 2 3
Aggregeret
fra
Miljøprojek
t nr. 868, se
Tabel 48
Papir og
emballagematerialer
justeret til
forsynings
-mængde
Andre
fraktioner
opjusteret
til
registrere
t affaldsmængde
Aggregeret
fra
Miljøprojek
t nr. 868, se
Tabel 48
Papir og
emballagematerialer
justeret til
forsynings
-mængde
Andre
fraktioner
opjusteret
til
registrere
t affaldsmængde
Papir 1,045 2,938 2,938 1,055 2,966 2,966
Pap og karton 0,605 0,485 0,485 0,660 0,529 0,529
Plastemballage 0,770 0,623 0,623 0,655 0,530 0,530
Andet af plast 0,090 0,090 0,106 0,090 0,090 0,106
Glasemballage 0,250 0,723 0,723 0,220 0,636 0,636
Metalemballag
e
0,255 0,301 0,301 0,185 0,218 0,218
Andet af metal 0,060 0,060 0,070 0,070 0,070 0,082
Organisk affald 4,695 4,925 5,997 3,270 3,560 4,328
Andet affald 2,209 2,209 2,594 2,005 2,005 2,355
Affald i alt 9,979 12,354 13,837 8,210 10,604 11,750
Mængden papir og emballagematerialer (markeret med grønt) i Tabel 49 (kolonne 2 og 3) svarer til
forsyningsmængden. Mængden af de øvrige fraktioner (andet af plast og metal, organisk affald og
andet affald) er markeret med blåt i kolonne 3, hvor mængden er opjusteret, så den svarer til den
registrerede mængde. De ikke farvede felter svarer til fraktionernes mængde i Miljøprojekt nr. 868
– se fodnote 44.
Med 52 uger om året, og 150.000 enfamilieboliger og 100.000 husstande i etageboliger bliver den
årlige mængde og sammensætning for området, som det fremgår af Tabel 50. For plast og metal er
mængden opgjort i ”emballager” hhv. ”andet”. Mængde og sammensætning er desuden opgjort for
områder af 250.000 husstande, der alene omfatter enfamilieboliger hhv. etageboliger
156 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 50 Mængde og sammensætning af affald fra område med 150.000 enfamilieboliger og 100.000 husstande i
etageboliger – samt for områder bestående udelukkende af enfamilieboliger hhv. etageboliger.
Papir Pap Plast Metal Glas Organisk Rest I alt
Emball Andet Emball Andet
Enfamilie 162 25 33 6 16 4 38 302 135 720
(kg/hush/år)
Etage
161 28 28 6 11 4 33 218 122 611
(kg/hush/år)
150.000 24.320 3.783 4.860 824 2.346 550 5.638 45.373 20.234 107.928
Enfamilie
(ton/år)
100.000 Etage 16.122 2.751 2.756 550 1.135 427 3.308 21.807 12.244 61.100
(ton/år)
Alle 250.000 40.442 6.534 7.616 1.374 3.481 977 8.946 67.180 32.478 169.028
(ton/år)
Andel af samlet
mængde, % 23,9 3,9 4,5 0,8 2,1 0,6 5,3 39,7 19,2 100,0
250.000 40.533 4.585 8.100 1.373 3.910 917 9.397 75.622 33.723 179.880
Enfamiliebolige
r (ton/år)
Andel af samlet
mængde, % 22,5 2,5 4,5 0,8 2,2 0,5 5,2 42,0 18,7 100,0
250.000 40.305 6.878 6.890 1.375 2.838 1.068 8.270 54.518 30.610 152.750
Etageboliger
(ton/år)
Andel af samlet
mængde, % 26,4 4,5 4,5 0,9 1,9 0,7 5,4 35,7 20,0 100,0
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
157

Bilag 3
Indsamlingseffektiviteter
Diskussion af de anvendte indsamlingseffektiviteter i "Miljøstyrelsens Idekatalog til
øget genanvendelse af dagrenovation" fra 2011
Dette bilag er udarbejdet af Econet A/S
Idekataloget 50 indeholder i Bilag 11 (enfamilieboliger) og Bilag 12 (etageboliger) en oversigt med en
forventet effektivitet for indsamling af specifikke fraktioner for forskellige ordningstyper. I
Idekataloget står, at de anførte effektiviteter er baseret på realistiske, ambitiøse resultater opnået
gennem danske og udenlandske ordninger/forsøg. Idekataloget indeholder dog ingen konkrete
referencer til sådanne ordninger.
Miljøstyrelsen har bedt Econet udarbejde et notat, hvori der henvises til hvilken
indsamlingseffektivitet, der kan opnås i sådanne ordninger. Dette notat indeholder den ønskede
dokumentation, idet der for hver ordningstype og fraktion bliver henvist til konkrete undersøgelser.
Hvor sådanne ikke findes, argumenteres der for det foretagne valg af effektivitet ved at trække
paralleller til sammenlignelige fraktioner.
Det kan være problematisk at beregne effektiviteten for indsamling af genanvendelige materialer.
Det skyldes primært usikkerhed ved at fastlægge potentialet. For de genanvendelige papirkvaliteter
er der gennem flere år blevet udarbejdet et kommunespecifikt potentiale. En lignende dansk
opgørelse findes p.t. ikke for andre genanvendelige materialer. Hvis der foreligger bestemmelser af
potentialet er de derfor normalt baseret på affaldsanalyser.
3.1 Effektivitet i Miljøstyrelsens Idekatalog
I Miljøstyrelsens Idekatalog er for enfamilieboliger anvendt en indsamlingseffektivitet, som fremgår
af Tabel 51, mens der for etageboliger anvendt en indsamlingseffektivitet, som fremgår af Tabel 52.
3.2 Definition og opgørelse af ”potentiale”
Potentialet kan principielt opgøres efter mindst to forskellige metoder. Enten i forhold til hvad der
tilgår husholdningerne og efterfølgende kan optræde som affald – dette potentiale er normalt
baseret på en opgørelse af forsyningsmængden. Eller potentialet kan beregnes som summen af den
givne affaldsfraktion i samtlige affaldsstrømme, der udgår fra husholdningerne – dette potentiale
baseres på affaldsanalyser af de respektive affaldsstrømme.
50
Idekatalog til øget genanvendelse af dagrenovation – sortering i to eller flere fraktioner. Miljøstyrelsen, 2011.
158 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

I Idekataloget er det valgt at se bredt på fraktionerne – hermed menes at medtage ”alt”, hvad der
forfalder af de respektive fraktioner i husholdningen – og som naturligt forfalder som
dagrenovation, hvilket vil sige undtaget større effekter, der mere naturligt er hjemhørende i
storskraldsordninger o.l. Potentialet for papir samt emballagematerialer af pap, plast, glas og metal
er baseret på forsyningsmængden. Den samlede affaldsmængde er siden normeret til den
registrerede mængde dagrenovation inklusiv indsamlet papiraffald og glasaffald – dog er mængden
fastholdt for de fraktioner, hvor der er fastlagt et potentiale ud fra forsyningsmængden. Det betyder,
at mængden af andre fraktioner (f.eks. organisk affald, andet brændbart og andet ej brændbart) er
justeret, så den samlede mængde dagrenovation svarer til den registrerede mængde.
Tabel 51 Indsamlingseffektivitet af udvalgte fraktioner i dagrenovation afhængig af den aktuelle indsamlingsordning.
Enfamilieboliger. Procent af ”potentiale”.
Kildesortering Kildeopdeling Kuber På GBS
til GA til rest til GA til rest til GA til rest til GA til rest
1 Papir 0,90 0,10 0,90 0,10 0,50 0,50 0,50 0,50
2 Pap og karton 0,60 0,40 0,60 0,40 0,10 0,90 0,10 0,90
3 Plastemballage 0,60 0,40 0,60 0,40 0,01 0,99 0,01 0,99
4 Andet af plast 0,40 0,60 0,40 0,60 0,01 0,99 0,01 0,99
5 Glasemballage 0,85 0,15 0,85 0,15 0,72 0,28 0,72 0,28
6 Metalemballage 0,80 0,20 0,80 0,20 0,10 0,90 0,10 0,90
7 Andet af metal 0,60 0,40 0,60 0,40 0,01 0,99 0,01 0,99
8 Organisk 0,70 0,30 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
9 Restaffald 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00 Error!
Not a valid link.Kilde: Idekatalog til genanvendelse af dagrenovation –
sortering i to eller flere fraktioner, Bilag 11. Miljøstyrelsen, 2011
Tabel 52 Indsamlingseffektivitet af udvalgte fraktioner i dagrenovation afhængig af den aktuelle indsamlingsordning.
Etageboliger. Procent af ”potentiale”.
Kildesortering:
Kildeopdeling:
Til GA:
Til rest:
Kilde:
Kildesortering Kildeopdeling Kuber På GBS
til GA til rest til GA til rest til GA til rest til GA til rest
1 Papir 0,70 0,30 0,70 0,30 0,45 0,55 0,45 0,55
2 Pap og karton 0,50 0,50 0,50 0,50 0,10 0,90 0,10 0,90
3 Plastemballage 0,40 0,60 0,40 0,60 0,01 0,99 0,01 0,99
4 Andet af plast 0,30 0,70 0,30 0,70 0,00 1,00 0,00 1,00
5 Glasemballage 0,85 0,15 0,85 0,15 0,72 0,28 0,72 0,28
6 Metalemballage 0,60 0,40 0,60 0,40 0,10 0,90 0,10 0,90
7 Andet af metal 0,40 0,60 0,40 0,60 0,00 1,00 0,00 1,00
8 Organisk 0,50 0,50 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
9 Restaffald 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
Kildesorteret affald består af én fraktion, f.eks. papir, der uden yderligere
behandling kan føres til genanvendelse.
Kildeopdelt affald består af en blandet fraktion (f.eks. karton/plast/-metal)
opsamlet i samme rum/beholder. Kildeopdelt affald gennemgår en mekanisk
sortering, hvor affaldet sorteres ud i materialer inden disse afsættes til
genanvendelse.
leveret til genanvendelse
indgår i dagrenovationens restaffald
Idekatalog til genanvendelse af dagrenovation – sortering i to eller flere
fraktioner, Bilag 11. Miljøstyrelsen, 2011
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
159

Idekatalogets opgørelse af potentialet blander således forsyningsmængde (papir og emballager),
affaldsanalyser (organisk affald samt andet brændbart og ej brændbart affald) og registreret
affaldsmængde. Denne fremgangsmåde giver ikke nødvendigvis den rette mængde og
sammensætning – bl.a. fordi mængden af dagrenovationslignende affald fra erhverv som
udgangspunkt indgår i den registrerede mængde dagrenovation, hvilket der ikke er korrigeret for.
I Idekataloget betragtes mængden af dagrenovation(inklusiv papir og emballageglas), som værende
inden for et lukket system. Det betyder, at mængde og sammensætning af ”dagrenovation” ikke
ændres, når der indføres nye affaldsordninger. Dette er en tilsnigelse, idet en del af det pap, plast,
metal, der afleveres på genbrugspladsen eller i en storskraldsordning, vil blive opsamlet i en
henteordning, når en sådan bliver realiseret.
Idekataloget anvender et potentiale for papir, der medregner kvaliteter, der ikke ville kunne
indsamles til reel genanvendelse (f.eks. tissuepapir 51 ). Skulle Idekatalogets potentiale opgøres i dag,
ville der blive taget højde for dette forhold. For papir ligger den tilknyttede indsamlingseffektivitet
for kubeindsamlet papiraffald noget lavere, end hvad der findes i tilsvarende kommunale ordninger,
hvilket skyldes, at Idekataloget er baseret på et større potentiale end det der anvendes, når
kommunerne normalt opgør indsamlingseffektivitet. Eftersom potentialet for papir i Idekataloget
indeholder 14-16 % papir af en kvalitet, der ikke indsamles til genanvendelse, kan det være endog
meget svært at opnå en indsamlingseffektivitet på 90 % for papir i ordninger baseret på
kildesortering eller kildeopdeling. I forhold til at vurdere indsamlingseffektivitet af de givne
ordninger, burde potentialet for papir have fulgt den samme opgørelsesmetode, der fremgår af
Miljøprojekt nr. 1044 52 .
I dette notat defineres ”potentialet” af en given fraktion (papir, pap, plast, metal, glas eller organisk
affald) som den mængde, der indsamles via de særlige indsamlingsordninger + den mængde af de
samme fraktioner, som indsamles via restaffaldet (affaldssækken).
Der er tale om et pragmatisk valg af definition af potentiale i dette notat. Det er således ikke muligt
at basere fastlæggelsen af et potentiale på anden måde, med mindre der anvendes helt andre
opgørelsesmetoder.
3.3 Beregning af effektivitet
Effektiviteten for udsortering i Tabel 51 og Tabel 52 beregnes som den separat indsamlede mængde
divideret med det her definerede potentiale.
Det skal bemærkes, at potentialet ikke nødvendigvis er lig den mængde, der findes i husstanden
(husholdningsaffald) af den pågældende fraktion. Eksempelvis indgår den del af affaldet, der
indsamles som storskrald, småt eller stort brændbart på genbrugspladsen ikke i dette potentiale.
Det er kendt, at der optræder papir, pap og emballager af plast, metal og glas i disse
affaldsstrømme/-fraktioner, der kunne indsamles til genanvendelse. Tilsvarende gælder for
produkter af plast og metal, som kan forekomme i storskrald eller de brændbare fraktioner på
genbrugspladsen. Selv organisk affald kan forekomme i de blandede brændbare
storskraldsordninger.
51
Tissuepapir består af toiletpapir, køkkenrullepapir, servietter, papirlommetørklæder ol. Kun en mindre del af toiletpapir vil
forfalde som affald i dagrenovation.
52
Kortlægning af papir- og pappotentialet fra private husstande i 2003. Miljøprojekt nr.1044, Miljøministeriet 2005.
160 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

På genbrugspladsen bliver en del metalemballageaffald og andre små produkter fra husholdningen
opsamlet under fraktionen ”jern og metal”. Også her gælder, at vi ikke eksakt kender mængden af
”småt metal” fra husholdninger. Og disse mængder kunne indsamles gennem andre, mere
bolignære indsamlingsordninger, hvis sådanne var tilgængelige for husstanden. Tilsvarende gælder
for plast og kartonemballager. Som tidligere nævnt, så betragtes ”dagrenovation” i Idekataloget som
et lukket system – og der sker således ingen udveksling med andre affaldsstrømme.
Potentialet i dette notat er derfor et ”regneteknisk begrænset” potentiale, der omfatter den
registrerede indsamlede mængde af den givne fraktion + den aktuelt forekommende mængde af
samme fraktion i restaffaldet. Den sidstnævnte mængde kan bestemmes via lokale (eller eventuelt
landsdækkende) affaldsanalyser af restaffaldets sammensætning.
Et mere fyldestgørende samlet teknisk potentiale fra ”husholdningerne” ville inkludere de
omfattede affaldsfraktioner, som forekommer i affaldsstrømmene ’henteordninger for storskrald’ og
genbrugspladsernes ’stort brændbart’, ’småt brandbart’ og ”metal”.
3.4 Indsamlingseffektivitet i udvalgte ordninger
Det er begrænset hvor mange undersøgelser, der sammenholder den indsamlede mængde af en
given fraktion med mængden af den tilsvarende fraktion i dagrenovation. Og langt flertallet af
denne type undersøgelser fokuserer på affald fra enfamilieboliger. Den generelle erfaring er, at
sorteringseffektiviteten i etageboliger er lavere end i enfamilieboliger. For etageboliger findes der
primært undersøgelser for indsamling af organisk affald.
Ved vurderingen af hvilken indsamlingseffektivitet, der kan opnås for emballagematerialer, er der
skelet til, hvad der kan indsamles af papiraffald og glasemballageaffald, som man har stor erfaring
med i Danmark. Indsamlingseffektiviteten er dog aldrig sat så højt, som det er tilfældet for
papiraffald og glasemballageaffald i Idekataloget.
3.5 Papir
Flere kommuner har rapporteret, at de indsamler tæt på eller over potentialet for papir (potentiale
eksklusiv tisssuepapir). Kommuner, der har oplyst dette, har haft ordninger baseret på
kildesortering eller kildeopdeling for enfamilieboliger. Denne oplysning er i Idekataloget anvendt til
at sætte indsamlingseffektiviteten så højt som 90 % for enfamilieboliger og noget lavere nemlig 70
% for etageboliger.
Opfyldelse af den angivne sorteringseffektivitet i Idekataloget bør, som anført i afsnit 3.2 vurderes
på grundlag af et papirpotentiale uden tissuepapir, fordi kommunerne måler deres effektivitet i
forhold til dette papirpotentiale og dette måltal er anvendt (se fodnote 52). Papirpotentialet i
Idekataloget er højere, dvs. inkl. tissuepapir, hvilket ville gøre målopfyldelse vanskellig.
For kubeindsamling er effektiviteten i Idekataloget anslået til 50 % for enfamilieboliger og 45 % for
etageboliger. Denne relativt lave indsamlingseffektivitet – i forhold til kommunernes oplysninger –
skyldes, at tissuepapir indgår i papirpotentialet i Idekataloget. Uden tissuepapir i papirpotentialet
burde denne effektivitet være større i Idekataloget.
3.5.1 Papemballage
Transportemballager indgår ikke i potentialet i Idekataloget, fordi disse typisk indsamles via
storskrald eller genbrugspladser, fordi disse emner er for store til at blive indsamlet via en normal
dagrenovationsordning. Salgsemballager af pap og karton indsamles kun i begrænset omfang, og
Idekataloget har anslået, at 10 % indsamles via genbrugspladser.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
161

En svensk undersøgelse 53 har vist, at ca. 30 % af papemballager blev indsamlet via henteordning
fra enfamilieboliger, men i den svenske undersøgelse indgår mælkekartoner i fraktionen, mens
dette ikke er tilfældet i det angivne pappotentiale i Idekataloget. Der er derfor valgt en højere
indsamlingseffektivitet i Idekataloget med 60 % for enfamilieboliger og 50 % for etageboliger.
3.5.2 Plastemballage
Den svenske undersøgelse (jf. fodnote 53) fandt, at 43 % af de hårde plastemballager blev
frasorteret som plastemballager, mens 57 % lå i restaffaldet. Da også andre ordninger kunne bruges
til at aflevere plastemballager, blev det i Idekataloget valgt at sætte en effektivitet på 60 % for
enfamilieboliger og 50 % for etageboliger.
Kommunerne har etableret ordninger for indsamling af plastemballager på genbrugspladser. Disse
ordninger er meget lidt effektive og indsamler højst et par procent af potentialet. I Idekataloget er
effektiviteten for denne type ordninger derfor sat til 1 % for såvel enfamilieboliger som etageboliger.
I dagrenovationen findes også noget ”andet af plast”. I Idekataloget er det forudsat, at en del heraf
kan indsamles via en henteordning.
3.5.3 Glasemballage
Den svenske undersøgelse (jf. fodnote 53) viste en effektivitet på 92 % for glasemballager. I
Idekataloget er det for glasemballage valgt at betragte enfamlieboliger og etageboliger samlet, og en
effektivitet for kildesortering/kildeopdeling af glasemballager på 85 % for begge boligtyper vurderes
at være realistisk.
Bringeordninger (kuber) for glasemballageaffald har været meget udbredt i Danmark. En vurdering
af den indsamlede mængde i Vestforbrænding har vist 72 % effektivitet. I Idekataloget er anvendt
72 % for enfamilie- såvel som etageboliger.
3.5.4 Metalemballage
Den svenske undersøgelse (jf. fodnote 53) viste en indsamlingseffektivitet på 53 % for
metalemballage. Det blev vurderet, at kapaciteten i indsamlingsordningen kunne være en
begrænsning for at opnå større effektivitet. Derfor blev det i Idekataloget fastsat en effektivitet på
80 % for enfamilieboliger og 60 % for etageboliger.
Effektiviteten i bringeordninger er vanskelig at måle, men det skønnes, at ca. 10 % af
husholdningernes metalemballageaffald ender på genbrugspladsen.
I dagrenovationen findes også noget ”andet af (småt) metal”. I Idekataloget er det forudsat, at en
del heraf kan indsamles via en henteordning.
3.5.5 Organisk dagrenovation
Den svenske undersøgelse viste, at 87 % af det organiske affald fra enfamilieboliger blev indsamlet
til genanvendelse (jf. fodnote 53, der refereres til andre svenske undersøgelser vedr.
sorteringseffektivitet for organisk dagrenovation senere i nærværende notat).
53
Undersøgelse af kildesorterede fraktioner og restaffald i affaldsordning med 2 stk. 4- rumsbeholdere ved enfamiliehuse. Alle
fraktioner blev undersøgt via affaldsanalyser. Borgerne har herudover haft andre ordninger til at aflevere de kildesorterede
fraktioner. Plockanalys: 2 x 4 fraktioner i Lund, Rapport udarbejdet for Lunds Renhållningsverk. Econet 2005.
162 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Et dansk fuldskalaforsøg 54 med kildesortering og indsamling af organisk affald ved husstanden
viste, at 57 % af det organiske affald blev indsamlet til genanvendelse i åben-lav bebyggelse –
effektiviteten var noget lavere i tæt-lav bebyggelse med indsamling via affalds-øer. I etageboliger
var indsamlingseffektiviteten 27 %. I dette fuldskalaforsøg blev anvendt papirposer til opsamling af
organisk affald. Der blev generelt rapporteret om større indsamlingseffektivitet, når affaldet blev
indsamlet i andre typer poser. I Idekataloget er effektiviteten vurderet til 70 % for enfamilieboliger
og 50 % for etageboliger.
I det følgende refereres direkte til forskellige undersøgelser, der indeholder opgørelser over
indsamlingseffektivitet i forskellige indsamlingsordninger. Hvis disse undersøgelser er
afrapporteret før, at Idekataloget er udarbejdet (sommeren 2010), så vil resultaterne herfra indgå i
Idekatalogets beregning af sorteringseffektivitet (jf. Tabel 51 og Tabel 52).
3.5.6 Dansk undersøgelse af papir fra husholdninger
Der foreligger danske opgørelser af potentialet for papir i henholdsvis 2003 og 2010 55 . Mængden af
papir er opgjort på kommuneniveau. Det vurderes, at usikkerheden på det beregnede potentiale for
papir i husholdninger er mindre end en bestemmelse baseret på indholdet i restaffaldet – især fordi
der er store lokale forskelle i papirpotentialet.
Idekataloget anvender et potentiale for papir, der bygger på potentialet fra 2003. Potentialet er
justeret med ændringer for de mængdemæssigt mest betydende fraktioner (2005). Justeringerne
bygger på oplysninger fra branchen. Endelig er potentialet for papir tillagt mængden af tissuepapir.
Det sidste er sket, fordi Miljøstyrelsen på tidspunktet for udarbejdelsen af Idekataloget havde
overvejet at lade tissuepapir indgå som en del af potentialet i EU’s mål for indsamling af
genanvendelige materialer i 2020.
Kommunerne har kunnet sammenligne den indsamlede mængde papir i kommunen med
potentialet for kommunen. De fleste kommuner baserede tidligere deres indsamlingsordning for
papiraffald på en bringeordning (kuber suppleret med genbrugspladsen). Enkelte kommuner kunne
med denne ordning ikke leve op til den krævede indsamlingseffektivitet på 55 % 56 , men for de fleste
kommuner kunne målet nås alene med bringeordninger. Da potentialet i Idekataloget indeholder
14-16 % tissuepapir mv. er indsamlingseffektiviteten for kuber i Idekataloget fastsat noget under
indsamlingsmålet, og effektiviteten er sat til 50 % for enfamilieboliger og 45 % for etageboliger.
Disse værdier i Idekataloget blev fastsat i dialog med Miljøstyrelsen, og effektiviteten er ansat lavere
for etageboliger, fordi det erfaringsmæssigt er sværere at indsamle affald til genanvendelse fra
etageboliger. Anvendes alene genbrugspladser og ikke kuber til papirindsamlingen, så er
effektiviteten sat endnu lavere – igen pga. erfaringer på området.
Kommuner, der i de senere år har indført en henteordning for papiraffald, kan fortælle, at de har
opnået en indsamlingseffektivitet tæt på eller endog over 100 % af potentialet for kommunen
(tissuepapir indgår ikke i dette potentiale). En del af forklaringen herpå er, at opgørelsen af
effektiviteten baseres på et potentiale, der er opstillet i 2003. I årene efter 2003 steg papirforbruget
(flere reklamer, gratisaviser mv.) – men fra 2010 er potentialet faldet igen. Den samlede reduktion i
papirmængden er faldet med 6 % fra 2003 til 2010 – dog med store lokale variationer.
54
Fuldskalaforsøg i Hovedstadsområdet. Indsamling og bioforgasning af organisk dagrenovation. Miljøprojekt nr. 756.
Miljøministeriet 2003. Samt bagvedliggende notater.
55
Kortlægning af papir- og pappotentialet fra private husstande i 2003. Miljøprojekt nr.1044, Miljøministeriet 2005.
Kortlægning af papir- og pappotentialet fra private husstande i 2010, Miljøprojekt nr. 1411, Miljøministeriet 2012.
56
Bekendtgørelse om affald, nr. 1415 fra 2011.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
163

Affaldsanalyser viser, at selv i kommuner, der har indført henteordning for papir, ligger der
”genanvendeligt” papir tilbage i restaffaldet. Econets erfaring viser, at for enfamilieboliger er der
årligt 10-20 kg papir i restaffaldet (dagrenovation til forbrænding) i de kommuner, hvor
henteordningen er mest effektiv. På den baggrund er det ikke urealistisk at sætte
indsamlingseffektiviteten til 90 % for enfamilieboliger. For etageboliger skal der regnes med en
lavere effektivitet (70 %).
3.5.7 Danske undersøgelser af plast, metal og glas
Potentialet for emballagematerialer i Idekataloget er fastlagt på grundlag af en forsyningsmængde,
der bygger på en beregning i Miljøprojekt nr. 1328 57 .
Plastaffald indsamles gennem henteordninger (ved husstanden) eller bringeordninger (kuber,
genbrugsplads mv.).
I kuber er det normalt drikkevareemballager (både metal og hård plast), der indsamles. Mængden
er generelt lille, og der findes ingen danske undersøgelser, der opgør mængde og effektivitet. Det er
anslået, at indsamlingsmængden via kuber er max. 1 % af husholdningernes totale mængde af brugt
plastemballage – effektiviteten for udsortering af drikkevareemballager af hård plast vil
sandsynligvis være større, fordi produkttyperne er kendt fra andre emballagematerialer (glas og
metal). Effektiviteten for andre emballager af plast til f.eks. kemisk-tekniske produkter og til
fødevarer vurderes til gengæld at være lavere.
På genbrugspladser er det en mere blandet plastfraktion, der indsamles, og den længere afstand til
opsamlingsstedet end for kuberne gør de indsamlede mængder mindre. Ud fra data fra
forsyningsstatistikken og kommunale indsamlingsresultater på udvalgte genbrugspladser, vurderer
Econet, at indsamlingseffektiviteten for plastemballager og plastfolier på genbrugspladser ligger på
max. 1 %.
Frederiksberg Kommune har en indsamlingsordning for papir samt plast- og metalemballageraffald
fra husholdninger, der indsamles i tre særskilte containere ude ved husstandene.
Glasemballageaffald indsamles i bringeordning (kuber i gademiljøet). I efteråret 2011 har
Frederiksberg undersøgt effektiviteten af disse ordninger 58 . Effektiviteten er beregnet ud fra to
tilgange. For det første baseret på affaldsanalyse af restaffald (dagrenovation) og for det andet
baseret på en beregning af forsyningsmængden af de respektive emballager fordelt på
husholdninger og erhverv (oplysninger fra bl.a. Danmarks Statistik og brancheforeningerne). Tabel
53 viser effektiviteten beregnet ud fra de to metoder. Frederiksberg Kommune har næsten kun
etageboliger (97 % af boligerne).
Tabel 53
Indsamlingseffektivitet for Frederiksberg kommune (% af potentiale).
Affaldsfraktion
Effektivitet beregnet på
baggrund af
affaldsanalyse (jf. afsnit
1.2)
Effektivitet beregnet på
baggrund af
forsyningsmængde
Plastemballage 22 12
Papemballage (salgsemballage) 45 58
Glasemballage 68 69
Metalemballage 52 25
Papir 64 75
57
Vurdering af genanvendelsesmålsætninger i affaldsdirektivet. Miljøprojekt nr. 1328. Miljøministeriet 2010.
58
Dagrenovation. Mængde og sammensætning. Effektivitet af ordninger. Frederiksberg, 2012. Udført af Econet.
164 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Når effektiviteten af indsamling af papir ikke bliver større, skyldes det sandsynligvis, at der er tale
om overvejende etageboliger.
Effektiviteten baseret på affaldsanalysen bygger på vådvægten i affaldet. Hvis der her blev regnet
med tørvægten, ville den beregnede effektivitet sandsynligvis blive mindre.
På basis af disse erfaringer kan effektiviteten for udsortering af hård plastemballage i Tabel 52
(etageboliger) og sandsynligvis også i Tabel 51 (enfamilieboliger) være anslået for højt.
Hvidovre Kommune har i et forsøgsområde med enfamilieboliger målt effektiviteten af kildesorteret
glas-, metal- og plastemballageaffald 59 . Det er alene mængden af de pågældende
emballagematerialer i restaffaldet (dagrenovation til forbrænding), der er blevet registreret før/efter
forsøget. Mængden af metalemballager i dagrenovationen faldt med 20 % efter forsøget – stort set
hele reduktionen skyldtes et fald i mængden af drikkevareemballager. Mængden af plastemballage
faldt samlet med ca. 30 % efter forsøget – her var stor forskel på mængden af forskellige
plastemballager før/efter.
3.5.8 Danske undersøgelser af organisk dagrenovation
I 2001 blev der gennemført et større dansk fuldskalaforsøg med indsamling og behandling af
kildesorteret organisk dagrenovation i Storkøbenhavn. I den forbindelse blev der to gange
gennemført affaldsanalyser af kildesorteret organisk dagrenovation og restaffald fra 17 områder á
50 husstande 60 . Tre områder med åben-lav bebyggelse, tre områder med tæt-lav og 11 områder
med etageboliger. Kildesorteret organisk dagrenovation blev opsamlet i papirposer.
Sorteringseffektiviteten i de to affaldsundersøgelser for forskellige boligtyper fremgår af Tabel 54.
Tabel 54 Sorteringseffektivitet af organisk dagrenovation for fire boligtyper. Fuldskalaforsøg, 2001. Kildesorteret
andel af potentialet. Procent
Boligtype Foråret 2001 Efteråret 2001
Enfamiliebolig, åben-lav 55 59
Enfamiliebolig, tæt-lav 39 28
Etagebolig uden skakt 28 24
Etagebolig med skakt 35 23
Den reelle sorteringseffektivitet må antages at være større end anført herover. Det skyldes, at der
sker en betydelig afdampning (indtørring) af organisk dagrenovation, når det opsamles i en
papirpose, mens restaffald opsamles i en plastpose.
Årsagen til, at effektiviteten for de fleste boligtyper faldt fra forårets til efterårets undersøgelse,
kendes ikke.
I foråret 2011 blev der blandt enfamilieboliger i Frederikssund gennemført en undersøgelse af
dagrenovationens sammensætning – kildesorteret dagrenovation hhv. restaffald. Borgerne vælger
selv, hvorledes affaldet skal opsamles. Undersøgelsen omfattede ca. 200 husstande 61 og viste, at ud
af 5,2 kg organisk dagrenovation, sorterede borgerne 3,4 kg som organisk dagrenovation. Det svarer
til en sorteringseffektivitet på 65 %.
59
Affaldsanalyse – Restaffaldet. Hvidovre Kommune 2011. Udført af Econet.
60
Sorteringseffektivitet i fuldskalaforsøg, Notat for Rambøll udarbejdet af Econet, 2002. Notatet har dannet grundlag for dele af
indholdet i Fuldskalaforsøg i Hovedstadsområdet. Indsamling og bioforgasning af organisk dagrenovation. Miljøprojekt nr. 756,
Miljøministeriet, 2003.
61
Genanvendelige materialer i dagrenovation fra haveboliger i Vestforbrændings oplandskommuner, rapport udarbejdet for
Vestforbrænding, Econet, 2011.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
165

I efteråret 2011 blev der gennemført en lignende undersøgelse blandt enfamilieboliger i Gribskov 62 .
42 % af den indsamlede dagrenovation (beholdere) bestod af organisk dagrenovation. 77 % af
potentialet blev opsamlet som kildesorteret organisk dagrenovation, men 23 % blev opsamlet
sammen med restaffaldet. Altså en effektivitet på 77 %.
Effektiviteten i de to sidstnævnte undersøgelser udgør i gennemsnit ca. de 70 %, som er anvendt i
Tabel 51.
Fra den senest refererede undersøgelse blev også den indsamlede del af organisk dagrenovation fra
etageboliger undersøgt i to andre kommuner, Frederikssund og Halsnæs. Her var det alene
mængden af indsamlet organisk dagrenovation, der blev undersøgt. Mængden af organisk
dagrenovation indsamlet som organisk dagrenovation i de to områder udgjorde 1,7 hhv. 2,1 kg pr.
husstand pr. uge. Det svarer til en indsamlingseffektivitet på 40-50 % for etageboliger, og den høje
ende af dette interval svarer til effektiviteten anført i Tabel 52.
Holbæk, Kalundborg og Odsherred kommuner er i gang med at undersøge sorteringseffektivitet for
deres indsamlingsordning for organisk dagrenovation (foråret 2012). Det drejer sig om
enfamilieboliger, etageboliger og sommerhuse. Ikast-Brande Kommune planlægger ligeledes at
undersøge effektiviteten af deres ordning.
Idekataloget opererer med, at en del af det affald, der indsamles som organisk dagrenovation
frasorteres på anlægget, inden affaldet indgår i den biologiske behandling. Effektiviteten på
anlægget er af operatør oplyst til at være 25 % som gennemsnit for det modtagne affald fra en række
kommuner. Kommunerne havde kun i få tilfælde arbejdet for at opnå højere renhed af det
kildesorterede affald, fordi urenheder ikke udgør et problem for håndteringen på
behandlingsanlægget. Andelen, der frasorteres på anlægget for en konkret kommune vil være
afhængig af systemet på det konkrete biologiske affaldsbehandlingsanlæg samt af renheden af det
indsamlede organisk dagrenovation fra de konkrete kommuner.
3.5.9 Udenlandske undersøgelser af genanvendelige materialer
Lund Kommune i Sverige undersøgte i 2004 sammensætningen af restaffald og 8 kildesorterede
fraktioner 63 . De 8 fraktioner var haveaffald, hård plastemballage, farvet glasemballage, klar
plastemballage, papir, metalemballage, papemballage og organisk dagrenovation.
Sorteringseffektiviteten for de respektive materialefraktioner fra enfamilieboliger var:
Hård plastemballage: 43 %
Glasemballage: 92 %
Papir: 72 %
Metalemballage: 53 %
Papemballage: 29 %
Indsamlingseffektiviteten af indsamlingsordninger for papemballage er blot halvt så stor som anført
i Tabel 51. Der er således belæg for at antage, at det kan være svært at nå den effektivitet, der er
anført i Idekataloget for pap. Det skal dog bemærkes, at den svenske undersøgelse medtager f.eks.
karton til fødevarer, mælk mv., og disse affaldstyper indgår normalt ikke i sorteringsvejledningerne
for pap i Danmark.
Effektiviteten for plastemballage og metalemballage ligger henholdsvis 17 og 27 procentpoint under
den effektivitet, der er anvendt i Idekataloget, jf. Tabel 51.
62
Kvalitet af organisk dagrenovation. Undersøgelse af organisk dagrenovation fra 6 områder i Egedal, Frederikssund, Gribskov
og Halsnæs. Econet 2012.
63
Plockanalys: 2 x 4 fraktioner i Lund, Rapport udarbejdet for Lunds Renhållningsverk. Econet 2005.
166 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Undersøgelsen fra Lund i 2004 omfattede også organisk dagrenovation (opsamlet i papirposer).
Effektiviteten i forhold til, hvad der blev fundet af organisk dagrenovation i restaffaldet blev
bestemt til 87 %. Det er en meget høj indsamlingseffektivitet for organisk dagrenovation, især fordi
den organiske dagrenovation blev opsamlet i papirposer. Vand i affaldet kan bedre fordampe fra
affaldet, hvis det er opsamlet i en papirpose i stedet for en plastpose, og fordampning må derfor
antages at have reduceret den registrerede indsamlede mængde, og den reelt opnåede effektivitet
var derfor måske endnu større. Resultat ligger over det niveau, der fremgår af Tabel 51.
I Tyskland indsamles 48 % af plastemballage fra enfamilieboliger til genanvendelse 64 .
Avfall Sverige har samlet svenske erfaringer med udsortering af affaldsanalyser 65 . Det er ikke
umiddelbart muligt ud fra den sammenfattende rapport at vurdere indsamlingseffektiviteten for
udsortering af genanvendelige materialefraktioner i dagrenovation, men for kildesorteret, organisk
dagrenovation er effektiviteten beregnet til 77 % for enfamilieboliger og 46 % fra etageboliger.
Projektgruppen bag Idekataloget har rettet henvendelse til producenter og operatører af centrale
sorteringsanlæg samt eksperter, der dagligt arbejder med denne problematik, og har herigennem
indhentet oplysninger om hvilken effektivitet, der kan forventes på de centrale sorteringsanlæg.
Dette gælder både anlæg til optisk sortering og anlæg til sortering af tørre kildeopdelte fraktioner
såvel som anlæg til sortering af blandet dagrenovation. De oplyste effektiviteter fra disse
anlæg/kilder er anvendt i Idekataloget.
3.6 Forslag til revideret effektivitet mv.
Med udgangspunkt i de erfaringer og resultater af forskellige affaldsundersøgelser, som i dag er
tilgængelige, er det Econets vurdering, at en fornyet gennemgang af Idekatalogets opstillede
potentialer og inddamlingseffektiviteter vil medføre justeringer for flere af fraktionerne.
3.6.1 Potentialet for papir
Potentialet for papir i Idekataloget er beregnet inklusive tissuepapir mv. Det foreslås at opgøre
potentialet alene som de papirkvaliteter, der i dag indsamles med henblik på traditionel
genanvendelse af papir til nye papirprodukter. Det ville betyde, at det angivne papirpotentiale i
Idekataloget skulle nedjusteres fra 446.000 ton til 383.000 ton for landet som helhed. Det er dette
potentiale, der fremgår af den særlige kortlægning (se fodnote 55), der som allerede nævnt er blevet
opdateret siden Idekatalogets udarbejdelse.
Mængden af tissuepapir i dagrenovationen vil naturligt indgå i potentialet for organisk affald. Dette
er ikke tilfældet i Idekataloget, og på den baggrund bør fordelingen mellem affaldsfraktionerne
revurderes.
3.6.2 Effektivitet for indsamling af genanvendelige fraktioner
Generelt vil der være behov for at få potentialet for emballagematerialer og andet af plast og metal
vurderet – enten gennem opgørelse af forsyningsmængden eller affaldsanalyser eller en
kombination heraf.
Så længe potentialet ikke er bedre kortlagt end tilfældet er, så er det svært at bestemme
effektiviteten ved indsamling af de genanvendelige materialer - herunder også at vurdere
muligheden for at en affaldsfraktion kan ”vandre” til dagrenovation fra en anden affaldsstrøm. De
foreslåede effektiviteter skal derfor betragtes som et bedste bud.
64
Best practise Tyskland – genanvendelse af plast. Københavns Kommune, notat, marts 2012.
65
Nationell kortlägning af plockanalyser av hushållens kärl- och säckavfall. Avfall Sverige, Rapport U2011:04
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
167

3.6.2.1 Papir
Med et mindre potentiale for papir (eksklusiv tissuepapir mv.), så vil indsamlingseffektiviteten på
90 % for enfamilieboliger og 70 % for etageboliger blive bibeholdt i henteordninger (kildesortering
og kildeopdeling). Til gengæld skulle effektiviteten for indsamling af papir i bringeordninger
(kuber) sættes op fra 50 til 58 % for enfamilieboliger og fra 45 til 53 % for etageboliger.
3.6.2.2 Kartonemballage
For kartonemballage betragtes de Tabel 51 og Tabel 52 anførte effektiviteter, som p.t. bedste bud.
3.6.2.3 Plastemballage
For plastemballage er der behov for en definition af hvilke typer og kvaliteter, der skal indgå i
definitionen af plastemballage. I Idekatalogets definition indgår alle hårde emballager, hvilket
betyder, at potentialet er sat højt i forhold til hvilke kvaliteter, der indsamles i nogle af de etablerede
kommunale indsamlingsordninger for plastemballage. Plastemballage omfatter kun hård plast.
På Frederiksberg (overvejende etageboliger) har man indsamlet 12-25 % af potentialet afhængig af
hvorledes potentialet bestemmes. Det må antages, at en indsamlingseffektivitet på 25 % kan opnås
for etageboliger, men så skal potentialet for indsamling af plastemballage måske sættes lavere end
Idekataloget gør. Bibeholdes en meget bred definition af ”plastemballage”, så skal effektiviteten
sandsynligvis justeres nedad.
For enfamilieboliger vil en indsamlingseffektivitet på 40-45 % være realistisk at opnå. Effektiviteten
vil dog altid afhænge af sorteringsvejledningen – hvilke emballagetyper tages med
(drikkevareemballager, emballager til kemisk-tekniske produkter, tørre/afsmittende fødevarer, …),
hvilke kvaliteter (PP, HDPE, PS, …) og hvilken (u)renhed kan accepteres.
I bringeordninger opnås generelt en meget lille effektivitet. Undtagelsen vil være, hvis det alene er
drikkevareemballager, der indsamles sammen med andre drikkevareemballager i f.eks. kuber. Her
kan der opnås langt større effektivitet, fordi der allerede er etableret en ordning for indsamling af
drikkevareemballager.
3.6.2.4 Andet af plast
Der foreligger ikke undersøgelser af effektivitet for indsamling af andet af plast. Det skønnes dog, at
effektiviteten af en ordning vil være mindre end for hård plastemballage. I henteordninger foreslås
det at regne med en effektivitet på 15 % for etageboliger og 30 % for enfamilieboliger. I
bringeordninger regnes med samme effektivitet som for plastemballage.
Plastfolier kan også være en del af den plast, der kan indsamles fra husholdninger.
3.6.2.5 Glasemballage
Der foreligger ikke nyere opgørelser over indsamling af glasemballage, som rykker ved antagelserne
om indsamlingseffektivitet for glas.
Det betyder, at indsamlingseffektiviteten for glas er den samme for enfamilieboliger og etageboliger.
Det er normalt muligt at opnå en højere effektivitet for enfamilieboliger end for etageboliger –
derfor kan det overvejes at justere indsamlingseffektiviteten for én eller begge boligtyper.
3.6.2.6 Metalemballage
I Frederiksberg kommune (overvejende etageboliger) har man indsamlet 25% henholdsvis 52 % af
potentialet afhængig af hvorledes potentialet bestemmes. Det må antages, at en
indsamlingseffektivitet på ca. 50 % kan opnås for etageboliger. For enfamilieboliger vil en
indsamlingseffektivitet på 60 % være realistisk at opnå.
168 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

I bringeordninger opnås generelt en noget mindre effektivitet. På genbrugspladser er der tradition
for at indsamle metal – herunder emballage. Det er ikke urealistisk at antage, at 10 % af det
metal(emballage), der potentielt kunne forfalde i dagrenovationen allerede i dag bliver indsamlet på
genbrugspladsen. Det vil bringe indsamlingseffektiviteten for metalemballage og ”andet af metal”
op på 10 % for både enfamilieboliger og etageboliger.
3.6.2.7 Andet af metal
Der foreligger ingen undersøgelser, der dokumenterer effekten af indsamling af andet af metal fra
husholdninger. Det antages, at effektiviteten i henteordninger kan være ca. 10 procentpoint lavere
end for henteordninger for metalemballage. Mængden af ”andet af metal”, der kan indsamles
gennem en henteordning kan sandsynligvis godt stige markant - forholdet er blot, at en del af denne
stigning stammer fra ”andre affaldsstrømme” som f.eks. storskraldsindsamling eller
metalcontaineren på genbrugspladsen. Disse vandringer fra andre affaldsstrømme indgår ikke i
Idekatologet.
3.6.2.8 Effektivitet for indsamling af organisk dagrenovation
Effektiviteten for indsamling af organisk dagrenovation fra enfamilieboliger kan på baggrund af
bl.a. de seneste, svenske undersøgelser (se fodnote 65) sættes op til 75 %. Den svenske undersøgelse
refererer også til en indsamlingseffektivitet på 46 % for etageboliger, mens de bedste danske
undersøgelser angiver en indsamlingseffektivitet på ca. 50 %. Forslag til indsamlingseffektivitet for
organisk dagrenovation er 75 % for enfamilieboliger og 50 % for etageboliger.
3.6.3 Revideret oversigt over indsamlingseffektivitet
I Tabel 55 og Tabel 56 er – baseret på tilgængelige undersøgelser – vist forslag til revideret
indsamlingseffektivitet for Idekatalogets fraktioner.
Tabel 55 Forslag til revideret indsamlingseffektivitet af udvalgte fraktioner i dagrenovation. Enfamilieboliger. Procent
af ”potentiale”.
Fraktion Kildesortering Kildeopdeling Kuber Genbrugsplads
til GA til rest til GA til rest til GA til rest til GA til rest
Papir 0,90 0,10 0,90 0,10 0,58 0,42 0,58 0,42
Karton 0,60 0,40 0,60 0,40 0,10 0,90 0,10 0,90
Plastemballage 0,45 0,55 0,45 0,55 0,01 0,99 0,01 0,99
Andet af plast 0,30 0,70 0,30 0,70 0,01 0,99 0,01 0,99
Glasemballage 0,85 0,15 0,85 0,15 0,72 0,28 0,72 0,28
Metalemballage 0,60 0,40 0,60 0,40 0,10 0,90 0,10 0,90
Andet af metal 0,50 0,50 0,50 0,50 0,10 0,90 0,10 0,90
Organisk affald 0,75 0,25 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
Restaffald 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
169

Tabel 56 Forslag til revideret indsamlingseffektivitet af udvalgte fraktioner i dagrenovation. Etageboliger. Procent af
”potentiale”.
Fraktion Kildesortering Kildeopdeling Kuber Genbrugsplads
til GA til rest til GA til rest til GA til rest til GA til rest
Papir 0,70 0,30 0,70 0,30 0,52 0,48 0,52 0,48
Karton 0,50 0,50 0,50 0,50 0,10 0,90 0,10 0,90
Plastemballage 0,25 0,75 0,25 0,75 0,01 0,99 0,01 0,99
Andet af plast 0,15 0,85 0,15 0,85 0,01 0,99 0,01 0,99
Glasemballage 0,85 0,15 0,85 0,15 0,72 0,28 0,72 0,28
Metalemballage 0,50 0,50 0,50 0,50 0,10 0,90 0,10 0,90
Andet af metal 0,40 0,60 0,40 0,60 0,10 0,90 0,10 0,90
Organisk affald 0,50 0,50 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
Restaffald 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00 0,00 1,00
De anførte effektiviteter dækker alene borgernes sortering i hente-/bringesystemer. Såfremt en
sådan ordning kombineres med en mekanisk sortering af en tør restfraktion, så kan systemets
samlede effektivitet blive større.
170 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 4
Systembeskrivelse
4.1 Scenarievis beskrivelse af ordninger
Beholderstørrelser op til 370 liter er tohjulede. Fra 370 – 1.000 liter er det firehjulede beholdere.
Tømningsfrekvensen er anført som det årlige antal tømninger – 52 tømninger svarer således til
ugentlig tømning, 26 tømninger til 14-dages tømning og 13 til tømning hver 4. uge.
Generelt forudsættes 200 husstande at dele en kube til glas eller papir.
Beskrivelsen af indsamlingsordningerne er baseret på tabeller, der for hvert scenarie og for hver
fraktion beskriver relevante data for opsamlingsmateriel og tømning. For opsamlingsmateriellet
beskrives hvor mange fraktioner der indsamles i hver beholder og hvis beholderen er opdelt
beskrives, hvor mange fraktioner der indsamling i hvert rum.
Tabel 57
Detaljer omkring forskellig type materiel anvendt i scenarierne.
Størrelse Pris Vedligehold Vedligehold Levetid Tømningspris
liter kr/spand % af nypris kr/spand/år år kr/tømning
PapirKube 2.500 5.500 4% 220 10 100
GlasKube 2.500 6.000 4% 240 10 100
140L 140 190 4% 8 10 12,00
190L 190 220 4% 9 10 13,00
240L 240 240 4% 10 10 14,00
240L 2rum 240 350 4% 14 10 15,00
240L pose 240 240 4% 10 10 14,37
370L 4rum 370 1.100 4% 44 10 22,00
400L 400 800 4% 32 10 22,00
660L 660 900 4% 36 10 23,00
660L pose 660 900 4% 36 10 23,60
Tabel 58
Tømningsfrekvenser i de forskellige scenarier (antal tømninger/beholder/år)
Tømningsfrekvenser,
antal/år
Enfamliehuse
Etageboliger
Papir Materialer Biologisk Rest Papir Materialer Biologisk Rest
Scenario 1 52 52
Scenario 2A+F 13 26 26 26 52 52
Scenario 3A+F 13 13 26 26 26 13 52 52
Scenario 4 13 13 26 26 13 52
Scenario 5A+F 13 13 26 26 26 13 52 52
Scenario 6A+F 13 13 26 26 26 13 52 52
Scenario 7 13 13 26 26 13 52
Scenario 2Z 26 26 26 26 52 52 52 52
Scenario 3Z 26 26 26 26 52 52 52 52
Note: Glaskuber er ikke vist, men her tømmes hver uge i alle scenarier.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
171

Tabel 59
Deling af beholdere i de forskellige scenarier (antal husstande/beholder)
Deling af beholdere Enfamliehuse Etageboliger
husstande/beholder Papir Materialer Biologisk Rest Papir Materialer Biologisk Rest
Scenario 1 1 7
Scenario 2A+F 1 1 1 15 8 8
Scenario 3A+F 1 1 1 1 15 43 9 9
Scenario 4 1 1 1 15 43 8
Scenario 5A+F 1 1 1 1 15 22 9 9
Scenario 6A+F 1 1 1 1 15 22 9 9
Scenario 7 1 1 1 15 22 8
Scenario 2Z 1 1 1 1 6 6 6 6
Scenario 3Z 1 1 1 1 6 6 6 6
Tabel 60 Beholdertype i de forskellige scenarier for de respektive fraktioner
Enfamliehuse
Etageboliger
Papir Materialer Rest / Papir Materialer Bio Rest
org.
Scenario 1 Kube 140L Kube
660L
1rum
Scenario 2 A+F 140L 1 rum 240L 660L 400 660L
2rum
L
Scenarie 3 A+F 370L 4rum 240L 660L 660L* 400 660L
2rum
L
Scenarie 4 370L 4rum 240L 1 660L 660L* 660L
rum
Scenario 5 A+F 240L 2rum 240L 660L 660L 400 660L
2rum
L
Scenario 6 A+F 240L 2rum 240L 660L 660L 400 660L
2rum
L
Scenario 7 240L 2rum 240L 660L 660L 660L
1rum
Scenario 2Z 240L 1rum 660L 1rum
Scenario 3Z 240L 1rum 660L 1rum
4-kammerbeholder indeholder i hvert sit rum papir, karton, plast og metal
2 rums 240 literbeholder fyldes således: Rum 1 - papir,. Rum 2 - karton, plast og metal
4.2 Affaldsflows for de enkelte scenarier
I Tabel 61, Tabel 62 og Tabel 63 ses affaldsflow for alle scenarier i de forskellige oplande.
172 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 61
Affaldsflow for 250.000 blandede boliger i et opland
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Samlet mængde husholdningsaffald ton/år 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028
Affald indsamlet ton/år 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028
* heraf til genanvendelse ton/år 28.930 39.615 39.615 39.615 48.886 48.886 48.886 48.886 48.886 48.886 48.886 48.886 48.886
* heraf til bio behandling ton/år 0 48.416 48.416 48.416 48.416 48.416 48.416 0 48.416 48.416 48.416 48.416 0
* heraf til rest behandling ton/år 140.098 80.998 80.998 80.998 71.726 71.726 71.726 120.142 71.726 71.726 71.726 71.726 120.142
Indsamlet på storskraldsordning ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Indsamlet med genbrugsstationer ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Affald behandlet ton/år 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028 169.028
Materialer solgt til genanvendelse ton/år 32.274 42.958 42.958 41.299 50.414 50.414 48.383 50.414 56.178 56.178 49.356 49.356 49.356
- heraf senere frasorteret til forbrænding ton/år 3.695 5.298 5.298 5.049 6.447 6.447 6.141 6.447 5.298 5.298 5.298 5.298 5.298
Bio-behandlet mængde ton/år 0 48.416 35.947 46.052 48.416 35.947 46.052 0 48.416 35.947 48.416 35.947 0
- heraf reject efter biobehandling ton/år 0 5.318 0 5.109 5.318 0 5.109 0 5.318 0 5.318 0 0
Forbrændt mængde ton/år 140.098 86.316 93.467 90.129 77.044 84.195 81.321 120.142 70.294 77.445 78.193 85.344 121.290
- heraf slaggemetal solgt ton/år 3.344 3.344 3.344 3.344 1.528 1.528 1.619 1.528 541 541 1.619 1.619 1.619
Affald sorteret 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Kildesorterede materialer ton/år 28.930 39.615 39.615 6.441 48.886 48.886 6.441 48.886 39.615 39.615 39.615 39.615 39.615
- hentet på bopæl ton/år 0 33.173 33.173 0 42.445 42.445 0 42.445 33.173 33.173 33.173 33.173 33.173
- fra kubeordninger ton/år 28.930 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441 6.441
Sorteret med posesortering ton/år 0 0 0 162.587 0 0 162.587 0 0 0 0 0 0
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 31.515 0 0 40.323 0 0 0 0 0 0
- heraf afsat til biobehandling ton/år 0 0 0 46.052 0 0 46.052 0 0 0 0 0 0
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 85.020 0 0 76.212 0 0 0 0 0 0
Sorteret med tør rest sortering ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 71.726 71.726 0 0 0
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 7.899 7.899 0 0 0
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 63.827 63.827 0 0 0
Samlet mængde sorteret med PPM ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 9.272 9.272 9.272 9.272 9.272
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 8.123 8.123 8.123 8.123 8.123
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 1.149 1.149 1.149 1.149 1.149
Affald genanvendt ton/år 28.578 80.758 73.607 77.193 87.065 79.914 83.185 43.967 93.977 86.826 87.156 80.005 44.058
Biologisk behandling ton/år 0 43.098 35.947 40.943 43.098 35.947 40.943 0 43.098 35.947 43.098 35.947 0
Materialer solgt til genanvendelse ton/år 32.274 42.958 42.958 41.299 50.414 50.414 48.383 50.414 56.178 56.178 49.356 49.356 49.356
- heraf senere frasorteret til forbrænding ton/år 3.695 5.298 5.298 5.049 6.447 6.447 6.141 6.447 5.298 5.298 5.298 5.298 5.298
Genanvendelsesandel % 17% 48% 44% 46% 52% 47% 49% 26% 56% 51% 52% 47% 26%
Brændværdi af forbrændt affald GJ/ton 9,0 10,3 9,9 10,3 9,6 9,2 9,7 7,7 9,2 8,8 9,8 9,4 7,8
Tabel 62
Affaldsflow for et opland med 250.000 enfamiliebolig-husstande
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Samlet mængde husholdningsaffald ton/år 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880
Affald indsamlet ton/år 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880
* heraf til genanvendelse ton/år 30.275 43.246 43.246 43.246 53.890 53.890 53.890 53.890 53.890 53.890 53.890 53.890 53.890
* heraf til bio behandling ton/år 0 60.285 60.285 60.285 60.285 60.285 60.285 0 60.285 60.285 60.285 60.285 0
* heraf til rest behandling ton/år 149.605 76.349 76.349 76.349 65.705 65.705 65.705 125.990 65.705 65.705 65.705 65.705 125.990
Indsamlet på storskraldsordning ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Indsamlet med genbrugsstationer ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Affald behandlet ton/år 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880 179.880
Materialer solgt til genanvendelse ton/år 33.895 46.866 46.866 45.042 55.407 55.407 53.156 55.407 59.596 59.596 54.196 54.196 54.196
- heraf senere frasorteret til forbrænding ton/år 3.865 5.810 5.810 5.537 7.126 7.126 6.787 7.126 5.810 5.810 5.810 5.810 5.810
Bio-behandlet mængde ton/år 0 60.285 45.373 57.330 60.285 45.373 57.330 0 60.285 45.373 60.285 45.373 0
- heraf reject efter biobehandling ton/år 0 5.995 0 5.754 5.995 0 5.754 0 5.995 0 5.995 0 0
Forbrændt mængde ton/år 149.605 82.344 91.261 86.883 71.700 80.617 76.771 125.990 66.555 75.472 73.016 81.933 127.306
- heraf slaggemetal solgt ton/år 3.620 3.620 3.620 3.620 1.517 1.517 1.622 1.517 561 561 1.622 1.622 1.622
Affald sorteret 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Kildesorterede materialer ton/år 30.275 43.246 43.246 6.766 53.890 53.890 6.766 53.890 43.246 43.246 43.246 43.246 43.246
- hentet på bopæl ton/år 0 36.480 36.480 0 47.124 47.124 0 47.124 36.480 36.480 36.480 36.480 36.480
- fra kubeordninger ton/år 30.275 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766 6.766
Sorteret med posesortering ton/år 0 0 0 173.114 0 0 173.114 0 0 0 0 0 0
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 34.656 0 0 44.768 0 0 0 0 0 0
- heraf afsat til biobehandling ton/år 0 0 0 57.330 0 0 57.330 0 0 0 0 0 0
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 81.128 0 0 71.016 0 0 0 0 0 0
Sorteret med tør rest sortering ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 65.705 65.705 0 0 0
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 6.461 6.461 0 0 0
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 59.244 59.244 0 0 0
Samlet mængde sorteret med PPM ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 10.644 10.644 10.644 10.644 10.644
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 9.328 9.328 9.328 9.328 9.328
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 1.316 1.316 1.316 1.316 1.316
Affald genanvendt ton/år 30.030 95.346 86.428 91.081 102.570 93.653 97.944 48.280 108.076 99.159 102.676 93.758 48.385
Biologisk behandling ton/år 0 54.290 45.373 51.576 54.290 45.373 51.576 0 54.290 45.373 54.290 45.373 0
Materialer solgt til genanvendelse ton/år 33.895 46.866 46.866 45.042 55.407 55.407 53.156 55.407 59.596 59.596 54.196 54.196 54.196
- heraf senere frasorteret til forbrænding ton/år 3.865 5.810 5.810 5.537 7.126 7.126 6.787 7.126 5.810 5.810 5.810 5.810 5.810
Genanvendelsesandel % 17% 53% 48% 51% 57% 52% 54% 27% 60% 55% 57% 52% 27%
Brændværdi af forbrændt affald GJ/ton 8,7 10,2 9,7 10,2 9,4 8,8 9,4 7,1 9,1 8,6 9,5 9,0 7,2
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
173

Tabel 63
Affaldsflow for i et opland med 250.000 etagebolig-husstande
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Samlet mængde husholdningsaffald ton/år 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750
Affald indsamlet ton/år 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750
* heraf til genanvendelse ton/år 26.913 34.168 34.168 34.168 41.381 41.381 41.381 41.381 41.381 41.381 41.381 41.381 41.381
* heraf til bio behandling ton/år 0 30.611 30.611 30.611 30.611 30.611 30.611 0 30.611 30.611 30.611 30.611 0
* heraf til rest behandling ton/år 125.837 87.971 87.971 87.971 80.757 80.757 80.757 111.369 80.757 80.757 80.757 80.757 111.369
Indsamlet på storskraldsordning ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Indsamlet med genbrugsstationer ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Affald behandlet ton/år 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750 152.750
Materialer solgt til genanvendelse ton/år 29.842 37.097 37.097 35.686 42.926 42.926 41.223 42.926 51.051 51.051 42.097 42.097 42.097
- heraf senere frasorteret til forbrænding ton/år 3.442 4.530 4.530 4.318 5.427 5.427 5.171 5.427 4.530 4.530 4.530 4.530 4.530
Bio-behandlet mængde ton/år 0 30.611 21.807 29.134 30.611 21.807 29.134 0 30.611 21.807 30.611 21.807 0
- heraf reject efter biobehandling ton/år 0 4.303 0 4.141 4.303 0 4.141 0 4.303 0 4.303 0 0
Forbrændt mængde ton/år 125.837 92.273 96.775 95.000 85.060 89.562 88.147 111.369 75.902 80.404 85.958 90.459 112.266
- heraf slaggemetal solgt ton/år 2.929 2.929 2.929 2.929 1.544 1.544 1.614 1.544 511 511 1.614 1.614 1.614
Affald sorteret 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Kildesorterede materialer ton/år 26.913 34.168 34.168 5.954 41.381 41.381 5.954 41.381 34.168 34.168 34.168 34.168 34.168
- hentet på bopæl ton/år 0 28.214 28.214 0 35.427 35.427 0 35.427 28.214 28.214 28.214 28.214 28.214
- fra kubeordninger ton/år 26.913 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954 5.954
Sorteret med posesortering ton/år 0 0 0 146.796 0 0 146.796 0 0 0 0 0 0
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 26.803 0 0 33.655 0 0 0 0 0 0
- heraf afsat til biobehandling ton/år 0 0 0 29.134 0 0 29.134 0 0 0 0 0 0
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 90.858 0 0 84.006 0 0 0 0 0 0
Sorteret med tør rest sortering ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 80.757 80.757 0 0 0
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 10.056 10.056 0 0 0
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 70.702 70.702 0 0 0
Samlet mængde sorteret med PPM ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 7.213 7.213 7.213 7.213 7.213
- heraf afsat til genanvendelse ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 6.316 6.316 6.316 6.316 6.316
- heraf frasorteret til forbrænding ton/år 0 0 0 0 0 0 0 0 897 897 897 897 897
Affald genanvendt ton/år 26.400 58.876 54.374 56.361 63.807 59.305 61.046 37.498 72.830 68.328 63.876 59.375 37.568
Biologisk behandling ton/år 0 26.309 21.807 24.993 26.309 21.807 24.993 0 26.309 21.807 26.309 21.807 0
Materialer solgt til genanvendelse ton/år 29.842 37.097 37.097 35.686 42.926 42.926 41.223 42.926 51.051 51.051 42.097 42.097 42.097
- heraf senere frasorteret til forbrænding ton/år 3.442 4.530 4.530 4.318 5.427 5.427 5.171 5.427 4.530 4.530 4.530 4.530 4.530
Genanvendelsesandel % 17% 39% 36% 37% 42% 39% 40% 25% 48% 45% 42% 39% 25%
Brændværdi af forbrændt affald GJ/ton 9,6 10,4 10,2 10,4 10,0 9,8 10,1 8,6 9,4 9,1 10,1 9,9 8,7
Figur 39
Flow diagrammer, blandet opland
174 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
175

176 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
177

178 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
179

Note: "Direkte afsætning" skal forstås som "ikke balleteret", dvs. fx metal fra sorteringsanlæg
angives her også som direkte afsætning.
180 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 5
Behandlingsanlæg
5.1 Balletteringsanlæg
Balletteringsanlæg tager imod kildesorterede materialer som papir, karton og plast (især plastfolie).
Anlægget kan sammenlignes med den type anlæg, affaldsselskaber og private genvindingsfirmaer
har til modtagelse af nævnte typer materialer.
Anlægget er opbygget efter følgende koncept:
Modtageareal (alt modtaget materiale aflæsses på gulv)
Transportbånd i gulv, som føder ballepresse
Ballepresse
Lager for pressede baller
Maskinelt/udstyr er installeret i en halbygning, opbygget efter samme principper som en almindelig
industrihal. Ballelager er ikke overdækket.
Alt modtaget materiale skubbes på transportbånd af en særlig læssemaskine. Der foretages ingen
finsortering af de modtagne materialer. Modtagne materialer afsættes som:
Aviser og ugeblade og blandet papir
Bølgepap og karton
Plastfolie (blandet), hvis det modtages på anlægget
Evt. hård plast (blandet), hvis det modtages på anlægget.
Investeringer og driftsomkostninger er beregnet af COWI på basis af egne og andres erfaringer med
opbygning af et sådant anlæg. De beregnede omkostninger er planlægningspriser og er ikke
beregnet på basis af et aktuelt detaljeret projektforslag.
5.2 Sorteringsanlæg: Central sortering af kildeopdelte materialer og
restaffald (inklusiv finsortering)
Sorteringsanlægget tager imod enten
kildeopdelt i pap/karton, rent blandet plast og blandet metal (kaldes også co-mingled),
eller de ovenfor nævnte kildeopdelte materialer samt tørt restaffald (som ikke indeholder
den kildesorterede del af organiske fraktion (KOD))
De blandede materialer (ren karton, blandet plast og blandet metal) placeres i samme rum i en
indsamlingsbeholder hos husstanden. Restaffaldet placeres tilsvarende i et rum i en anden
indsamlingsbeholder, som ikke er beregnet til at indeholde organisk affald (KOD).
Karton består af emballagekarton. Plast består både af blød og hård plast og er overvejende
emballageplast men omfatter i praksis alle slags plast i dagrenovationen. Metal består både af jern
og andet metal (f.eks. aluminiumsdåser). Som nævnt ovenfor udgør restaffaldet primært en tør
restfraktion fra husholdningen, idet den organiske fraktion også kildesorteres hos husstanden.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
181

Anlægget for kildeopdelte materialer er opbygget med én linje efter følgende koncept:
Sortering af kildeopdelt karton, plast og metal:
Modtageareal (alt modtaget materiale aflæsses på gulv)
Transportbånd, som føder sorteringsudstyr
Tromle til størrelsessortering (300 mm)
Ballistisk separator til sortering af mellemstørrelsen i en tung og en let fraktion
Magnet til frasortering af magnetisk metal (jern) fra

I følsomhedsberegninger er regnet på et anlæg med noget mindre kapacitet svarende til de
mængder der genereres i oplandet for de 250.000 boliger. Dette anlæg er indrettet med én linje som
alternerende sorterer på de kildeopdelte materialer henholdsvis den tørre restaffaldsfraktion.
Investeringer og driftsomkostninger er beregnet af COWI AS i samarbejde med
Ingenieurgemeinschaft Innovative Umwelttechnik GmbH (IUT) fra Østrig. Der er i beregningerne
taget hensyn til, at mængderne af emballage til drikkevarer er anderledes i Danmark pga.
returpantsystemet.
Der findes ingen anlæg i drift i Danmark, der er opbygget på præcis samme måde.
Erfaringsgrundlaget er derfor sparsomt. Hvad angår linje 1, har IUT opstillet sorteringskonceptet på
basis af erfaringer fra anlæg af tilsvarende art i Østrig og Tyskland. Hvad angår linje 2 er konceptet
opstillet ud fra teoretiske betragtninger og erfaringerne omkring linje 1 konceptet.
De beregnede omkostninger er planlægningspriser og er ikke beregnet på basis af et aktuelt
detaljeret projektforslag. Anlæggenes budgetter er således baseret på beregninger, foretaget på et
teoretisk projekt i Danmark. De beregnede omkostninger er baseret på et overordnet konceptforslag
(dvs. ikke på et detaljeret projektforslag). Usikkerheden mht. pris for disse anlæg er således ganske
store.
5.3 Posesorteringsanlæg
Sorteringsanlægget kan tage imod kildesorterede materialer som papir, karton, plast, metal,
organisk affald og en restfraktion. Forudbestemte materialer er af husholdningen placeret i separate
poser af forskellig farve i samme indsamlingsbeholder - i alt enten 3 eller 6 forskellige fraktioner (i
princippet ligesom i Vejle, som dog kun opererer med to fraktioner). Indsamlede poser afleveres på
et centralt anlæg, der optisk kan sortere poserne ud fra den pågældende farve.
Sorteringsanlægget er opbygget efter et koncept, udviklet af OPTIBAG. Anlægget består af følgende:
Modtageareal (alt modtaget materiale aflæsses på gulv)
Transportbånd, som føder sorteringsudstyr
Sorteringsbånd med optiske sorteringssensorer og udstyr til separering af individuelt farvede
poser
Poseoprivere og frasortering af poser fra genanvendelige materialer
Ballepresse til papir, karton og plast
Containere til oplagring af metal samt restaffald og organisk affald.
Alle lukkede poser sorteres med 95 % korrekthed (fejlsorteringer går til forbrænding).
Genanvendelige materialer som papir, karton, plast og metal føres til genvindings-virksomheder
uden forudgående finsortering. Der er således ingen finsortering af plast i individuelle plasttyper og
af metal i jern og ikke-jern (aluminium). Organisk affald føres til biologisk behandling
(bioforgasning).
Investeringer og driftsomkostninger bygger på OPTIBAGS posesorteringskoncept. OPTIBAG har
leveret et budget for omkostninger til maskiner for posesortering. COWI har beregnet omkostninger
til bygninger, udenomsanlæg samt til balletering og intern håndtering og oplagring af sorterede
materialer. Der findes ingen OPTIBAG anlæg i denne størrelse, som samtidig indeholder sortering
på 6 fraktioner (men i Norge og Sverige findes OPTIBAG anlæg, som sorterer i 2-5 fraktioner, dvs.
ud fra 2-5 forskelligt farvede poser). De beregnede omkostninger er planlægningspriser og er ikke
beregnet på basis af et aktuelt detaljeret projektforslag. Usikkerheden mht. pris for dette anlæg er
således ganske stor.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
183

5.4 AIKAN anlæg
AIKAN biogasanlægget tager imod fraktionen kildesorteret organisk dagrenovation (KOD). Aikan
anlægget er forholdsvist robust overfor ikke-organiske komponenter i det kildesorterede affald.
Dette medfører, at der i mindre grad er behov for forbehandling, end ved f.eks. biogasfællesanlæg.
Rejekt fra forbehandlingen (ca. 10 % af det indkomne affald) føres til forbrænding.
Det er forudsat i dette projekt at rejekt andelen er 10 % af den mængde kildesorteret organisk
dagrenovation, der ankommer til anlægget (inklusiv urenheder).
Anlægget er opbygget efter principperne i AIKAN konceptet og består af:
Modtageareal (alt modtaget materiale aflæsses på gulv/i silo)
Kran/transportbånd, som føder forsorteringen.
Poseopriver og sigte til størrelsessortering
Reaktorer til perkolering (syredannelse, trin 1 i bioforgasning) og efterfølgende
forkompostering
Biofilter
Bioforgasningstank (methandannelse, trin 2 i bioforgasning)
Eftermodningsbokse (overdækkede og ventilerede)
Gasmotor til produktion af el og varme
Kompostlager (for færdig kompost)
Containere til sorteringsrest (fra forsortering).
Modtageareal og reaktorer er placeret i bygninger, der er sikret mod uønsket emission af lugt til
omgivelser.
Den biologiske del af affaldet bioforgasses og komposteres sammen med en vis mængde haveaffald.
Biogasudbyttet er forudsat at være 60 Nm3 CH4/ton KOD baseret på Møller (2011). Komposten
udbringes på landbrugsjord, hvor der sker en fortrængning af handelsgødning, forbedring af
jordstruktur osv. Den mængde kulstof, der lagres i landbrugsjord ved anvendelse af komposten,
medfører en forsinkelse af drivhuseffekten. Efter 100 år vurderes denne effekt at være gældende for
ca. 14 % af kulstoffet i den tilførte kompost jf. Bruun et al (2012).
Restaffald fra forsortering føres videre til efterfølgende behandling (forbrænding).
Investeringer og driftsomkostninger bygger på AIKAN bioforgasningskonceptet. SOLUM A/S (ejer
af AIKAN-teknologien) har leveret budget for investeringer og drift. COWI har estimeret
energiproduktion (el og varme). Der findes ingen AIKAN anlæg i denne størrelse og budgettet
bygger på erfaringer fra anlæggene ved Holbæk (ca.20.000 tons KOD pr. år). De beregnede
omkostninger er planlægningspriser og er ikke beregnet på basis af et aktuelt detaljeret
projektforslag. Usikkerheden mht. pris for dette anlæg er således ganske stor.
5.5 Biogasfællesanlæg(inklusiv forbehandling)
Det gyllebaserede biogasfællesanlæg er langt mere følsomt overfor urenheder i affaldet end AIKAN
anlægget, især plast. Derfor er forbehandlingen her meget vigtig. Inden videre behandling på
biogasfællesanlægget forudsættes det derfor, at den kildesorterede organiske dagrenovation
forbehandles ved poseåbner og skruepresse - udvalgt på baggrund af Bernstad et al (2012). Denne
forbehandling antages i nærværende projekt at foregå på selve biogasfællesanlægget, og rejekt fra
forbehandlingen (ca. 25 % af det indkomne affald) føres til forbrænding. Denne forbehandling vil
nok i nogle tilfælde ikke komme til at foregå på selve biogasfællesanlægget, men et centralt sted
(f.eks. hos et fælleskommunalt affaldsselskab) , hvorfra "pulpen" så transporteres til
biogasfællesanlægget.
Selve biogasfællesanlægget er primært opført til behandling af gylle ved en våd biogasproces.
184 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Anlægget er opbygget med følgende komponenter:
Modtage/blande og hygiejniseringstank
Biogastank
Biogasmotor
Gaslager
Efterlager
Det forbehandlede organiske affald blandes med gylle i anlæggets modtagetank, hvorefter det
hygiejniseres og føres til en mesofil rådnetank, hvor det afgasses i gennemsnitlig 20 dage..
Biogasudbyttet er vurderet til at ligge omkring 83 Nm3 CH4/ton forbehandlet affald baseret på bl.a.
Eriksson & Holmström (2010) og Miljøstyrelsen (2003).
Restproduktet anvendes efterfølgende på landbrugsjord med deraf følgende fortrængning effekter
(se også afsnit om AIKAN teknologien). Tilbageholdelsen af kulstof i jord er 13 % jf. Bruun et al
(2012).
5.6 Affaldsforbrændingsanlæg
Forbrændingsanlægget tager imod restaffald fra husholdningerne og forbrændingsegnede
restprodukter fra andre behandlingsanlæg. Der antages en effektiv energiudnyttelse (inklusiv
røggaskondensering) på forbrændingsanlægget, ligesom røggasrensningen antages at være "state of
the art". Elvirkningsgraden er 22 % og varmevirkningsgraden er 73 %. Forbrændingsanlæggets
dimensioneres dels efter energiindholdet i affaldet (brændværdi) og dels efter mængden i tons.
Røggasrensningen medfører generering af røggasrensningsprodukt, som skal deponeres. Derudover
genereres slagge, som antages genanvendt i f.eks. vejbygning mv. Desuden antages metal frasorteret
slaggen og senere genanvendt.
Anlægget er opbygget med følgende komponenter:
• Modtagehal med silo
• Kran til fødning af ovne
• Ovne opbygget efter vandrerist-princippet
• Kedel til varmeudnyttelse og afsat til fjernvarmenet
• Røggasrensning (semi tør)
• Røggasrensningsaffald og slaggehåndtering
• El-produktion.
Investeringer og driftsomkostninger er beregnet af COWI. Det samme gælder for energiproduktion
(el og varme).
Det er forudsat, at nævnte anlæg "fyldes op" med andet forbrændingsegnet affald fra oplandet
(f.eks. erhvervsaffald) og/eller med diverse affald fra et andet opland (end de 250.000 husstande).
Det antages, at dette affald har samme brændværdi som det affald, der tilføres fra oplandets
dagrenovation (restaffald).
Anlæggene i de enkelte scenarier dimensioneres efter den beregnede brændværdi for restaffaldet,
idet denne vil variere som følge af udsortering af forskellige fraktioner (organisk og genanvendelige
materialer).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
185

Bilag 6
Miljøresultater
Dette afsnit indeholder resultaterne af miljøvurderingen (LCA) af de "rene" oplande, dvs. hhv.
250.000 enfamilieboliger og 250.000 etageboliger.
6.1 Enfamilieboliger
vkdflgdjsg
Samlede potentielle miljøpåvirkninger
Ikke-toksiske kategorier
40
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
20
0
mPE / ton dagrenovation
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 40. Samlede ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger for 250.000 enfamilieboliger
Toksiske kategorier
20
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 41. Samlede toksiske potentielle miljøpåvirkninger for 250.000 enfamilieboliger
186 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

"Andre" kategorier
250
Lagret økotoksicitet i vand Lagret økotoksicitet i jord Ødelagte grundvandsresurser
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 42. Samlede ”andre” potentielle miljøpåvirkninger for 250.000 enfamilieboliger.
Scenarie 1 & 2AFZ
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
60
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
40
20
mPE / ton dagrenovation
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 43. Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
187

Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
25
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
20
15
mPE / ton dagrenovation
10
5
0
-5
-10
-15
-20
-25
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 44. Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger.
Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
mPE / ton dagrenovation
200
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 45. ”Andre” potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
188 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 3AFZ & 4
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
100
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
50
mPE / ton dagrenovation
0
-50
-100
-150
-200
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 46. Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
30
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
20
mPE / ton dagrenovation
10
0
-10
-20
-30
-40
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 47. Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
189

Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 48. ”Andre” potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
Scenarie 5AF, 6AF & 7
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
100
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
50
mPE / ton dagrenovation
0
-50
-100
-150
-200
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
Figur 49. Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
190 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
40
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
30
20
mPE / ton dagrenovation
10
0
-10
-20
-30
-40
-50
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding
Figur 50. Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Figur 51. ”Andre” potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
enfamilieboliger
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
191

6.2 Etageboliger
Samlede potentielle miljøpåvirkninger
Ikke-toksiske kategorier
20
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 52. Samlede ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger, 250.000 etageboliger
Toksiske kategorier
20
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
0
-20
mPE / ton dagrenovation
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 53. Samlede toksiske potentielle miljøpåvirkninger, 250.000 etageboliger
192 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

"Andre" kategorier
250
Lagret økotoksicitet i vand Lagret økotoksicitet i jord Ødelagte grundvandsresurser
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Figur 54. Samlede ”andre” potentielle miljøpåvirkninger, 250.000 etageboliger
Scenarie 1 & 2AFZ
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
40
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
20
0
mPE / ton dagrenovation
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 55. Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser, 250.000
etageboliger
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
193

Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
10
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
5
mPE / ton dagrenovation
0
-5
-10
-15
-20
-25
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 56. Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser, 250.000 etageboliger
Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z 1 2A 2F 2Z
mPE / ton dagrenovation
200
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 57. ”Andre” potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 1 og 2AFZ fordelt på livscyklusfaser, 250.000 etageboliger
194 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 3AFZ & 4
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
40
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
20
0
mPE / ton dagrenovation
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 58. Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
etageboliger
Humantoksicitet via luft Humantoksicitet via jord Humantoksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
15
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
10
5
mPE / ton dagrenovation
0
-5
-10
-15
-20
-25
-30
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 59. Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser, 250.000 etageboliger
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
195

Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4 3A 3F 3Z 4
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Biobehandl. Forbrænding Ekstra poser
Figur 60. ”Andre” potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 3AFZ og 4 fordelt på livscyklusfaser, 250.000 etageboliger
Scenarie 5AF, 6AF & 7
Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk smog Ozonnedbrydning
40
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
mPE / ton dagrenovation
20
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding
Figur 61. Ikke-toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
etageboliger
196 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Human toksicitet via luft Human toksicitet via jord Human toksicitet via vand Økotoksicitet i vand Økotoksicitet i jord
30
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
20
mPE / ton dagrenovation
10
0
-10
-20
-30
-40
Indsamling + transport MRF's Glas Papir Pap
Jern Aluminium HDPE LDPE PET
PP PS Biobehandl. Forbrænding
Figur 62. Toksiske potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
etageboliger
Lagret økotoksicitet i jord Lagret økotoksicitet i vand Ødelagte grundvandsresurser
250
5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7 5A 5F 6A 6F 7
200
mPE / ton dagrenovation
150
100
50
0
Indsamling + transport MRF's Glas Papir
Pap Jern Aluminium HDPE
LDPE PET PP PS
Biobehandl.
Forbrænding
Figur 63. ”Andre” potentielle miljøpåvirkninger i scenarie 5AF, 6AF og 7 fordelt på livscyklusfaser, 250.000
etageboliger
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
197

Bilag 7
Notat om udvælgelse af
genanvendelsesprocesser
7.1 Introduktion
I forbindelse med DTU Miljøs udførelse af projektet ”Øget genanvendelse af dagrenovation” ønskes
der fra Miljøstyrelsens side en undersøgelse af, hvilke livscyklusopgørelser (LCI’er) for anvendte
teknologier, der er tilgængelige for LCA delen af projektet i forskellige LCA-databaser. Der er her
specielt fokus på genindvindingsteknologier og de dertil hørende processer for produktion af
jomfruelige materialer, idet miljøprofilen af genvinding til stor del afhænger af valget af disse
processer. På baggrund af de fundne processer udvælges en proces for hver materialefraktion,
således at projektets datagrundlag fastlægges bedst muligt.
Da projektets metode er konsekvens-LCA, drejer det sig om - som resultat af en forandring af
affaldssystemet - at udvælge den berørte dvs. marginale proces. I de tilfælde, hvor man kender det
konkrete genindvindingsanlæg og er i besiddelse af en LCI for anlægget, er sagen klar, men hvis der
ikke foreligger en LCI, er det nødvendigt at finde en anden repræsentativ proces. Dette kompliceres
af, at genindvindingsmaterialer ofte handles på det internationale marked, hvor det er vanskeligt at
følge materialernes vej til genvindingsfabrikkerne. Desuden kan valg af genvindingsanlæg være
underlagt markedsvilkår, som kan skifte med samfundets generelle økonomiske situation. For de
substituerede primærprocesser gælder de samme forhold, idet markedsvilkår også her spiller en
væsentlig rolle for, hvilke produktionsprocesser der erstattes af genindvinding. Der er derfor behov
for en beskrivelse af en udvælgelsesprocedure for repræsentative marginale processer i de tilfælde,
hvor det ikke er muligt at benytte den konkrete marginale proces, enten fordi en LCI ikke eksisterer
eller den marginale proces ikke kan fastslås pga. markedsforhold.
En indledende screening af et antal databaser viste, at der var stor variation i de potentielle
miljøpåvirkninger i mange påvirkningskategorier for processer, som beskriver samme type
teknologi. Som det vil fremgå af det følgende, kan der være flere størrelsesordners forskel på
potentielle miljøpåvirkninger i enkelte miljøpåvirkningskategorier. Af den grund er der behov for at
sikre, at de korrekte processer og teknologier bliver valgt vha. en metode, som er rimelig både med
hensyn til klarhed og standardisering omkring udvælgelsen.
Notatet består af en indledende beskrivelse af hvilke databaser, der er til rådighed samt en
beskrivelse af den fastlagte udvælgelsesprocedure, som sker vha. fem trin. Resultater af
undersøgelsen af de respektive LCA-databaser vises på fire figurer for hver materialefraktion – to
for genvindingsprocessen og ligeledes to for processen for jomfruelig produktion (figurerne opdeles
i hhv. ikke-toksiske og toksiske potentielle miljøpåvirkninger, derfor bliver der to figurer for hver
proces). For hver materialefraktion følger udvælgelsen af den mest hensigtsmæssige proces baseret
på de opstillede udvælgelseskriterier. Til slut præsenteres de udvalgte processer for samtlige
materialefraktioner.
198 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

7.2 Metode og udvælgelseskriterier for genindvindingsteknologier og
primærproduktioner
For at sikre at de mest repræsentative teknologier/processer bliver valgt, er en udførlig
databasesøgning blevet udført i følgende databaser (se referencelisten for komplette navne og webadresser):
- GEMIS
- ELCD/ILCD
- Chalmers (Svensk LCI database)
- EcoInvent
- EU & DK Input Output Database
- Industry Data 2.0
- LCA Food DK
- Swiss Input Output Database
- USA Input Output Database
- USA Input Output Database System Expansion
- USLCI
- Plastic Europe
- EASEWASTE
- GaBi 4
Softwareprogrammet SimaPro har været benyttet til at søge i de fleste af databaserne med
undtagelse af GEMIS, Chalmers, EASEWASTE og GaBi 4.
Hver database er blevet gennemsøgt for papir/pap-, plast- (HDPE, LDPE, PET, PP og PS), jern-,
aluminium- og glasgenindvindingsprocesser og primærproduktionsprocesser. Processer, som er for
specifikke (baseret på en subjektiv vurdering), f.eks. en genindvindingsproces til fremstilling af
aluminiumsbeslag til døre fra aluminiumsaffald, bliver udeladt fra begyndelsen og indgår ikke i den
videre udvælgelsesprocedure. De resterende processer blev undersøgt på en række parametre, og
der blev foretaget en LCIA af processerne efter UMIP-metoden.
Ud af disse brutto-processer blev de endelige teknologier/processer udvalgt, som anvendes i
nærværende LCA om øget genanvendelse af dagrenovation. Dette skete ud fra en række kriterier,
som er opstillet for at få en sammenhængende vejledning til selve udvælgelsen og som i tilfælde af,
at der er flere brugbare processer, kan benyttes til at vælge den ”rigtige”.
Teknologier/processer er blevet valgt ud fra følgende fem kriterier:
1. CO2-emissioner ligger inden for intervaller som angivet i ”Fastlæggelse af data for
materialegenanvendelse til brug i CO2-opgørelser” (Wenzel & Brogaard, 2011)
2. Udviser ikke ekstreme afvigelser i andre miljøpåvirkningskategorier
3. Sammenhæng i output fra genindvindingsteknologi og primærproduktion
4. Nyeste årstal for LCI
5. Relevant geografisk placering
6. Datakvalitet
Teknologierne blev vurderet med udvælgelseskriterierne 1 til 5, således at processer, som ikke
opfyldte kriterierne 1 til 3 blev sorteret fra, som værende ikke-repræsentative for de søgte marginale
processer. Derefter benyttedes punkt 4 til 5 til finsorteringen af de resterende processer. De enkelte
udvælgelseskriterier er beskrevet mere detaljeret i det følgende.
Kriterium 1: CO2-emission
Det første udvælgelseskriterium bygger på en rapport fra affald danmark, der beskriver CO2-
opgørelser fra forskellige materialegenanvendelsesprocesser (Wenzel & Brogaard, 2011). I
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
199

apporten findes et interval for CO2-besparelser (og i visse tilfælde nettoemissioner) for forskellige
materialefraktioner. Man skal dog være opmærksom på, at intervallerne inkluderer
primærproduktionen og genindvindingsprocessen. Dette bevirker, at intervallet for
primærproduktionerne alene som regel vil give en større besparelse, idet belastningerne fra
genindvindingsprocesserne ikke er inkluderet. Tabel 1 viser CO2-opgørelser for forskellige
materialefraktioner.
Tabel 64
CO2-opgørelser for forskellige materialegenindvindingsprocesser
Proces (genindvinding- og
primærproduktion)
Interval 1(inklusiv
alternativ anvendelse
af sparet træ til
brændsel) (CO2-
eq/ton)
Interval 2 (uden
alternativ anvendelse
af sparet træ til
brændsel) (CO2-
eq/ton)
Interval (PE)*
Hvidt papir -2.600 til -2.000 -700 til 0 -0,34 til 0
Avispapir -4.100 til -2.000 -2.700 til -900 -0,53 til -0,12
Bølgepap -2.400 til -1.600 -400 til 400 -0,31 til 0,05
Stål -3.000 til -800 -0,39 til -0,10
Aluminium -15.100 til -4.000 -1,95 til -0,52
Glas -1.100 til -30 -0,14 til 0
PE -2.300 til -400 -0,30 til -0,05
PET -2.700 til -700 -0,35 til -0,09
Data fra Wenzel & Brogaard (2011)
*) 1PE = 7730 CO2-eqv/år jf. Laurent et al. (2011)
Da CO2-emission for tiden spiller en afgørende rolle i miljøvurderinger, og da denne rapport
danner databaggrund for en rapport om CO2-opgørelser i affaldsbranchen (affald danmark, 2011),
som har haft deltagelse af en lang række aktører – også videnskabelige - forekommer det derfor
rimeligt at forlange, at processer skal ligge inden for de her opstillede intervaller for CO2-opgørelser
for at kunne anses for repræsentative.
Kriterium 2: Afvigelser
Hvis en eller flere processer afviger ekstremt meget i en eller flere effektkategorier i forhold til de
fleste andre, fravælges denne/disse. Det er her en subjektiv vurdering, hvornår der er tale om
”ekstremt” stor afvigelse, men vi har intet grundlag for at lægge os fast på en bestemt overskridelse
af gennemsnitsværdier. Dette kriterium anvendes dog ikke på de toksiske effektkategorier i det der
er generel enighed om, at disse er mere usikre end de ikke-toksiske (Laurant et al, 2011).
Kriterium 3: Sammenhæng i output fra genindvindingsteknologi og primærproduktion
For at sikre sammenlignelighed er det vigtigt at genindvindingsteknologien og primærproduktionen
har samme output. Der er her tale om, at fravælge genindvindingsteknologier og
primærproduktionsprocesser, som ikke passer sammen – det er ikke et egentligt kvalitetskriterium.
Kriterium 4: Nyeste årstal for LCI
Er der flere forskellige dataset, som beskriver samme proces, vil de nyeste data have fortrinsret,
medmindre det er i konflikt med kriterium 5. Med nyeste menes der årstallet, hvor de gældende
data er målt/fundet og ikke året rapporten er blevet offentliggjort i.
Kriterium 5: Geografisk placering
Det sidste udvælgelseskriterium er geografisk placering, hvilket har stor indflydelse på valget af især
elproduktion for en given proces; dette kriterium vil dog kun anvendes, hvis flere processer opfylder
de første fire kriterier. Det geografiske kriterium er især relevant i forbindelse med projekter som
det nærværende, hvor genindvindingsteknologiernes geografiske placering er givet på forhånd.
200 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Kriterium 6: Datakvalitet
I forlægelse af kriterium 4 laves et kriterium som skal sikre at baggrundsdata kan findes, er det ikke
muligt at finde ud af hvor dataene stammer fra udlukkes datasættet. Anvendes kun på de udvalgte
processer for at spare tid, så ikke alle baggrundsrapporter skal opstøves.
Vurdering af miljømæssige effekter
I det følgende kapitel3 beregnes de potentielle miljøpåvirkninger for samtlige
genvindvindingsprocesser samt primærproduktionsprocesser, der blev fundet i de undersøgte
databaser. De potentielle miljømæssige effekter vurderes ved hjælp af UMIP-metoden (Wenzel et
al., 1997) og angives i personækvivalenter per ton for hver materialefraktion. Der anvendes
karakteriseringsreferencer fra 1994 med opdaterede værdier samt normaliseringsreferencer fra
2004 (Laurent et al., 2011). Normaliseringsreferencerne kan ses i Tabel 65 nedenfor.
Tabel 65 Normaliseringsreferencer for ikke toksiske og toksiske potentielle miljøpåvirkninger iflg. Laurent et al (2011)
Potentielle miljøeffekter Enhed Vigtige stoffer Normaliseringsreference
Ikke toksiske
Drivhuseffekt kg CO2-ækv. CO2, CH4, N2O, CO 7.730
Ozonnedbrydning kg CFC11-ækv. CFC-gasser 0,0205
Forsuring kg SO2-ækv. SO2, NOx, NH3 54,8
Fotokemisk smog kg C2H4-ækv. VOC 13,4
Næringssaltbelastning kg NO3 - -ækv. NO3, NOx, NH3,
Toksiske
PO4
Humantoksicitet via vand m 3 vand Tungmetaller,
dioxin
45,9
47.200
Humantoksicitet via luft m 3 luft VOC 3,58 * 10 10
Humantoksicitet via jord m 3 jord Tungmetaller,
VOC
Økotoksicitet, jord, kronisk m 3 jord Tungmetaller,
VOC
8.060
222.000
Økotoksicitet, vand, kronisk m 3 vand PAH, tungmetaller 2.960.000
Resurseforbrug kg 0,817
7.3 Resultater og diskussion
Dette kapitel viser normaliserede potentielle miljøpåvirkninger for samtlige udvalgte primær- og
genindvindingsprocesser, og for hver materialefraktion bliver udvælgelseskriterierne brugt for til
sidst kun at have én proces tilbage, som vil blive anvendt projektet. Hver enkelt materialefraktion
vil blive gennemgået for sig efter følgende fremgangsmåde:
1. Præsentation af potentielle miljøeffekter i to figurer (ikke-toksiske og toksiske).
2. En tabel med signaturforklaring som refererer til begge overstående figurer. Proces nummer 1 i
signaturforklaringen svarer til den første kolonne (længst til venstre) på figurerne, proces nummer
2 til den anden osv.
3. En punktvis gennemgang af udvælgelseskriterierne, som beskriver hvilke processer, der
ekskluderes eller inkluderes.
4. Til sidst angives den valgte proces.
Primærproduktionen er illustreret som en besparelse for miljøet, fordi det er den proces der
substitueres og tilsvarende er genindvindingsprocesserne illustreret som en belastning.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
201

7.3.1 Papir & pap
Papirprimærproduktion:
Figur 64
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af papir.
Figur 65
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af papir.
202 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 66 Signaturforklaring til Figur 64 og Figur 65.
# Proces År Database
1 Virgin Newspaper, Europe (generic), 2001 2001 EASEWASTE
2 Paper, newsprint, at plant CH S 2003 EcoInvent
3 Printing paper, Kvarnsveden, Sweden (incl. transportation), weighted avg. 2005+2006+2007 2007 EASEWASTE
4 Printing Paper incl. alternative Use og Fuel, Sweden, 2005 2005 EASEWASTE
5 Printing Paper, Sweden, Terminated, Weighted avg. 2005/2006/2007 2007 EASEWASTE
6 Printing Paper incl. Forestry, Sweden, 2005 2005 EASEWASTE
7 Paper, newsprint, 0% DIP, at plant RER S 2003 EcoInvent
8 Printing Paper (incl. transportation), Kvarnsveden, Sweden, avg. 2005/2007 2007 EASEWASTE
9 Printing Paper incl. alternative Use of Fuel, Sweden, Terminated, 2005 2005 EASEWASTE
10 Paper, newsprint, DIP containing, at plant RER S 2003 EcoInvent
11 Virgin Fine Paper, Europe (generic), 2001 2001 EASEWASTE
Nr. 1 refererer til søjlen længst til venstre og nr. 11 til søjlen længst til højre for hver
miljøpåvirkningskategori
1. Der er to intervaller for papir (hvidt papir og avispapir) og til sammen går intervallet fra -0,53 PE
til 0 PE, hvilket ikke ekskluderer nogen processer ifølge intervallerne beskrevet i Tabel 64 .
2. Der er tre processer som skiller sig ud nr. 2, 7, 10 i kategorierne næringssaltbelastning,
humantoksicitet via vand og økotoksicitet, vand, kronisk, som derfor fjernes.
3. Der findes genindvindingsprocesser som har samme output som primærproduktionerne, så ingen
ekskluderes.
4. De nyeste data er fra 2007, og inkluderer proces nummer 3, 5 og 8.
5. Ifølge Idékataloget (Econet, 2011), som danner grundlag for LCA’en, skal papir transporteres til
Sverige, og da alle tre tilbageværende processer er fra Sverige, er der så at sige frit valg.
Proces 3 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
203

Pap-primærproduktion
Figur 66
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af pap.
Figur 67
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af pap.
204 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 67 Signaturforklaring til Figur 66 og Figur 67.
# Proces År Database
1 Corrugated board, mixed fibre, single wall, at plant RER S 2007 EcoInvent
2 Kraftpaper, bleached, at plant RER S 2003 EcoInvent
3 Cardboard incl. Forestry, Sweden, 2005 2005 EASEWASTE
4 Corrugated board, fresh fibre, single wall, at plant RER S 2007 EcoInvent
5 Corrugated board, recycling fibre, double wall, at plant RER S 2007 EcoInvent
6 Corrugated board, recycling fibre, single wall, at plant RER S 2007 EcoInvent
7 Corrugated board base paper, technology mix, prod. mix, EU-25 S 2010 ELCD
8 Cardboard incl. alternative Use of Fuel, Sweden, Terminated, 2005 2005 EASEWASTE
9 Cardboard incl. alternative Use of Fuel, Sweden, 2005 2005 EASEWASTE
10 Corrugated board, recycling fibre, double wall, at plant CH S 2007 EcoInvent
11 Corrugated board base paper, kraftliner, at plant RER S 2007 EcoInvent
12 Virgin Cardboard, Europe (generic), 2001 2001 EASEWASTE
13 Corrugated board base paper, testliner, at plant RER S 2007 EcoInvent
14 Virgin Cardboard, Finland, 1997 1997 EASEWASTE
15 Corrugated board base paper, semichemical fluting, at plant RER S 2007 EcoInvent
16 Corrugated board, recycling fibre, single wall, at plant CH S 2007 EcoInvent
17 Kraftpaper, unbleached, at plant RER S 2007 EcoInvent
18 Cardboard incl. Forestry, Sweden, Terminated, 2005 2005 EASEWASTE
19 Cardboard, Skoghall Mill, Sweden, 2005 2005 EASEWASTE
20 Corrugated board base paper, wellenstoff, at plant RER S 2007 EcoInvent
21 Cardboard, Sweden, 2005, Terminated 2005 EASEWASTE
22 Corrugated board, fresh fibre, single wall, at plant CH S 2007 EcoInvent
23 Cardboard, Skoghall Mill, Sweden, weighted average 2005+2007 2007 EASEWASTE
24 Cardboard, Skoghall Mill, Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
25 Corrugated board, mixed fibre, single wall, at plant CH S 2007 EcoInvent
1. Intervallet går fra -0.31 PE til 0,05 PE, hvilket ekskluderer proces nummer 8 og 9.
2. Der er fem processer som skiller sig ud i kategorierne næringssaltbelastning, humantoksicitet via
vand og økotoksicitet, vand, kronisk. Det er nr. 2, 4, 15, 17, 22, som ekskluderes.
3. Der findes genindvindingsprocesser, som har samme output som primærproduktionerne, så
ingen ekskluderes.
4. De nyeste data er fra 2007 og 2010, og inkluderer kun proces nummer 7.
5. Ifølge Idékataloget transporteres pap til Sverige, hvilket inkluderer proces nr. 23 og 24.
Valget står nu i mellem proces 7, 23 og 24. Proces 24 vælges, fordi de to andre er
gennemsnitsprocesser, og det forsøges, i den omfang det er muligt, at anvende marginale processer.
Proces 24 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
205

Pulpprimærproduktion
Figur 68
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af pulp.
Figur 69
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af pulp.
206 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 68 Signaturforklaring til Figur 68 og Figur 69.
# Proces
1 Thermo-mechanical pulp, at plant/RER S
2 Sulphate pulp, unbleached, at plant RER S
3 Sulphate pulp, bleached, at plant RER S
4 Sulphate Pulp, Sweden, (MST rapport), TERMINATED, 2001
5 Sulphate pulp, TCF bleached, at plant RER S
6 CTMP Pulp, Sweden, (MST rapport), 2001
7 Sulphate Pulp, Sweden, (MST rapport), 2001
8 Sulphate Pulp incl. Forestry, Sweden, 2001
9 Sulphate Pulp incl. Forestry, Sweden, 2001, Terminated
10 CTMP Pulp incl. Forestry, Sweden, 2001, Terminated
11 Sulphate pulp, ECF bleached, at plant RER S
12 Sulphate pulp, from eucalyptus ssp. (SFM), unbleached, at pulpmill TH S
13 Chemi-thermomechanical pulp, at plant RER S
14 CTMP Pulp, Sweden, (MST rapport), TERMINATED, 2001
15 Sulphate pulp, from eucalyptus ssp. (SFM), unbleached, TH, at maritime harbour RER S
16 CMTP Pulp, Sweden, 2001, (MST rapport), TERMINATED
17 CTMP Pulp incl. Forestry, Sweden, 2001
1. Der er ikke lavet CO2-opgørelse for pulp, og der kan derfor ikke ekskluderes nogen.
2. Der er kun en afviger, nemlig proces 3 i effektkategorien økotoksicitet, vand, kronisk, som derfor
ekskluderes. Forskellene i f.eks. drivhuseffekt skyldes forskellige processer, og ikke afvigelser.
3. Der er ingen af genindvindingsprocesserne der, har pulp som output, så de ekskluderes alle
sammen.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
207

Genindvindingsprocessen
Figur 70
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af papir og pap.
Figur 71
Toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af papir og pap.
208 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 69 Signaturforklaring til Figur 70 og Figur 71.
# Proces År Database
1 Recycling: Paper (Different paper and board qualities) to cardboard cores and tubes, liner and
paper, Skjern Papirfabrik A/S, Dk, 2001
2 Recycling: Paper (Newspaper, magazines and advertisments) to moulded fiber packaging, Brdr
Hartmann, Tønder, Dk, 2001
2001 EASEWASTE
2001 EASEWASTE
3 Recycling: Paper (Mixed high quality paper) to fine paper, Maglemølle + Dalum, DK, 2007 2007 EASEWASTE
4 Recycling: Paper (Different paper and board qualities) to cardboard cores, tubes, liner and paper
Skjern Papirfabrik A/S, Dk, 2005
5 Recycling: Paper (corrugated board and mixed paper) to liner and fluting, SCA Packaging Djursland
A/S, Dk, 2001
2005 EASEWASTE
2001 EASEWASTE
6 Recycling: Paper (Newpaper and magazines) to Newspaper, Generic EU BAT, 2001 2001 EASEWASTE
7 Recycling: Paper (Cardboard and mixed paper) to cardboard, Fiskybybruk, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
8 Recycling: Paper (Mixed high quality paper) to fine paper, Maglemølle + Dalum, DK, 2001 2001 EASEWASTE
9 Recycling: Paper (Newspaper and magazines) to Newspaper, Stora Enso, Sweden, 2008 2008 EASEWASTE
Udvælgelsen for genindvindingsprocesserne er lidt anderledes end for primærproduktionerne, fordi
der er langt færre processer at vælge imellem. Derfor vælges den proces, som passer til
primærproduktionen, og hvis der er flere mulige, anvendes udvælgelseskriterierne.
For papir skal outputtet være printerpapir, hvilket to af genindvindingsprocesserne beskriver; nr. 3
og 8. Proces 3 er den nyeste og vælges derfor.
Proces 3 vælges.
For pap skal outputtet være pap, hvilket proces 1, 4 og 7 passer til. Proces 7 vælges, fordi det er den
nyeste samt geografisk er placeret i Sverige, som er i overensstemmelse med Idékataloget.
Proces 7 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
209

7.3.2 Glas
Glasprimærproduktion
Figur 72 Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af glas.
Figur 73
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af glas.
210 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 70 Signaturforklaring til Figur 72 og Figur 73.
# Proces År Database
1 Packaging glass, green, at plant DE S 2003 EcoInvent
2 Glass (100% primary), Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
3 Glass (Primary, 100%) TERMINATED, 1996 1996 EASEWASTE
4 Packaging glass, white, at plant DE S 2003 EcoInvent
5 Packaging glass, brown, at plant DE S 2003 EcoInvent
6 Packaging glass, brown, at plant RER S 2003 EcoInvent
7 Packaging glass, white, at plant CH S 2003 EcoInvent
8 Glass - bottle (primary) EASEWASTE
9 Glass - bottle (primary), TERMINATED EASEWASTE
10 Packaging glass, green, at plant CH S 2003 EcoInvent
11 Glass - green (primary, 100%), TERMINATED EASEWASTE
12 Packaging glass, green, at plant RER S 2003 EcoInvent
13 Packaging glass, white, at plant RER S 2003 EcoInvent
14 Glass - green (primary, 100%) EASEWASTE
15 Packaging glass, brown, at plant CH S 2003 EcoInvent
1. Intervallet er -0,14 til 0, hvilket ikke ekskluderer nogen processer.
2. Proces nummer 2 skiller sig ud i miljøpåvirkningskategorien fotokemisk smog og ekskluderes.
3. Alle primærproduktioner har en tilsvarende genindvindingsproces, og der ekskluderes ikke
nogen.
4. De nyeste data er fra 2003, idet proces 2 er ekskluderet. Desuden ekskluderes proces 3, 8, 9, 11 og
14.
5. Glas køres ifølge Idékataloget til en genindvindingsfabrik i Danmark, men da der ikke er
processer fra Danmark, vælges der processer, som det vurderes, har lignende forhold som
Danmark. Det vurderes, at Tyskland er det land, der ligner mest (de andre er Schweiz og Europa
generelt). Dette giver følgende processer: 1, 4 og 5.
Forskellen på de tre inkluderede processer er farven på det glas, der produceres, enten grønt, hvidt
eller brunt. Processerne er næsten identiske i effektkategorierne, og proces nr. 5 vælges.
Proces 5 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
211

Glas genindvindingsproces
0,2
0,18
0,16
0,14
0,12
PE/ton 0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
Resurseforbrug Drivhuseffekt Ozonnedbrydning Forsuring Fotokemisk smog Næringssalt
belastning
Figur 74
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af glas.
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
PE/ton
0,6
0,4
0,2
0
Humantoksicitet via
vand
Humantoksicitet via
luft
Humantoksicitet via
jord
Økotoksicitet, jord,
kronisk
Økotoksicitet, vand,
kronisk
Figur 75
Toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af glas.
212 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 71 Signaturforklaring til Figur 74 og Figur 75.
# Proces År Database
1 Recycling: Glass cullet to new bottles (remelting), Denmark, 1998 [-subs] 1998 EASEWASTE
2 Recycling: Glass cullets to new products (60% virgin), Sweden, 2008. [-subs] 2008 EASEWASTE
3 Recycling: Glass cullet to insulation material, Sweden, 2007 [-subs] 2007 EASEWASTE
4 Recycling: Glass cullets (colored) to new products (100% recycled), Sweden, 2008 [-subs] 2008 EASEWASTE
5 Recycling: Glass cullets (clear) to new products (100% recycled), Sweden, 2008 [-subs] 2008 EASEWASTE
6 Recycling, Glass bottles for refilling (cleaning), DK, 2000 [-subs] 2000 EASEWASTE
For glas skal outputtet være brunt glas, hvilket tre af genindvindingsprocesserne beskriver; 1, 2 og
4. Proces 4 vælges, fordi det er den nyeste og mest dækkende.
Proces 4 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
213

7.3.3 Plast
HDPE primærproduktion
Figur 76
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af HDPE.
Figur 77
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af HDPE.
214 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 72 Signaturforklaring til Figur 76 og Figur 77.
# Proces År Database
1 HDPE, (High Density Polyethylene), Europe, TERMINATED, 1997 1997 EASEWASTE
2 HDPE resin E 2005 Plastic Europe
3 High density polyethylene resin, at plant RNA 2008 USLCI
4 Polyethylene, HDPE, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
5 Polyethylene high density granulate (PE-HD), production mix, at plant RER 1999 ELCD
6 HDPE bottles E 2005 Plastic Europe
7 HDPE (High-density polyethylene) Europe, 2002 2002 EASEWASTE
8 HDPE pipes E 2005 Plastic Europe
1. Intervallet for PE er -0,3 til -0,05, hvilket ekskluderer proces 6 og 8.
2. Proces 1 skiller sig ud mht. forsuring og næringssaltbelastning, proces 3 i forsuring, og proces 7 i
fotokemisk smog, så alle tre ekskluderes.
3. Output fra genindvindingsprocesserne er granulat, og derfor kan kun proces 4 og 5 inkluderes.
4. Proces 4 er den nyeste og fra 2007 og inkluderes.
5. Idet hverken proces 4 og 5 ligger i Tyskland, men er generelle europæiske data, holdes der fast i
valget af proces 4.
Proces 4 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
215

LDPE primærproduktion
Figur 78
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af LDPE.
Figur 79
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af LDPE.
216 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 73 Signaturforklaring til Figur 78 og Figur 79.
# Proces År Database
1 LDPE eth S 1996 LCA food DK
2 Polyethylene low linear density granulate (PE-LLD), production mix, at plant RER 2000 ELCD
3 Packaging film, LDPE, at plant RER S 2007 EcoInvent
4 Low density polyethylene resin, at plant RNA 2008 USLCI
5 Polyethylene, LLDPE, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
6 LLDPE resin E 2005 Plastic Europe
7 Linear low density polyethylene resin, at plant RNA 2008 USLCI
8 LDPE resin E 2005 Plastic Europe
9 Polyethylene low density granulate (PE-LD), production mix, at plant RER 2000 ELCD
10 LDPE (Low Density Polyethylene), Europe, TERMINATED, 1997 1997 EASEWASTE
11 Polyethylene, LDPE, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
12 LDPE bottles E 2005 Plastic Europe
1. Intervallet for PE er -0,3 til -0,05, hvilket ekskluderer proces 1, 3 og 12.
2. Proces 4 i forsuring og økotoksicitet, vand, kronisk, proces 5 i humantoksicitet via vand og proces
7 i forsuring og økotoksicitet, vand, kronisk, så alle tre ekskluderes.
3. Output fra genindvindingsprocesserne er granulat, og derfor kan proces 2, 9 og 11 inkluderes.
4. Proces 11 er den nyeste fra 2007 og inkluderes.
5. Idet hverken proces 2 eller 9 ligger i Tyskland, men er generelle europæiske data, holdes der fast i
valget af proces 11.
Proces 11 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
217

PET primærproduktion
Figur 80 Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af PET.
Figur 81
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af PET.
218 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 74 Signaturforklaring til Figur 80 og Figur 81.
# Proces År Database
1 PET (bottle grade) E 2005 Plastic Europe
2 Polyethylene terephthalate, granulate, amorphous, at plant RER 2007 EcoInvent
3 Polyethylene terephthalate, granulate, bottle grade, at plant RER 2007 EcoInvent
4 PET (production only) E 2005 Plastic Europe
5 Polyethylene terephthalate resin, at plant RNA 2008 USLCI
6 Polyethylene terephthalate (PET) granulate, production mix, at plant amorphous RER 1999 ELCD
7 PET (amorphous) E 2005 Plastic Europe
8 PET (Polyester), Europe, TERMINATED, 1997 1997 EASEWASTE
9 Polyethylene terephthalate (PET) granulate, production mix, at plant, bottle grade RER 1999 ELCD
1. Intervallet for PET er -0.35 til -0.09, hvilket ekskluderer seks af de ni processer, dette kan skyldes
at genindvindingsprocessen ikke er inkluderet, derfor ekskluderes kun proces 4.
2. Proces 2 afviger i næringssaltbelastning, human toksicitet via vand og økotoksicitet, vand,
kronisk, proces 3 i næringssaltbelastning, humantoksicitet via vand og økotoksicitet, vand, kronisk,
proces 5 i humantoksicitet via vand og økotoksicitet, vand, kronisk samt proces 8 i forsuring og
næringssaltbelastning, så alle fire ekskluderes.
3. Output fra genindvindingsprocesserne er granulat, og derfor kan proces 6 og 9 inkluderes.
4. Proces 6 og 9 er de nyeste fra 1999 og inkluderes.
5. Hverken proces 6 eller 9 ligger i Tyskland, men er generelle europæiske data og giver derfor ikke
den ene en fordel i forhold til den anden.
Proces 6 og 9 er næsten identiske, og proces 9 vælges, fordi PET som for det meste anvendes til
flasker.
Proces 9 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
219

PP primærproduktion
Figur 82
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af PP.
Figur 83
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af PP.
220 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 75 Signaturforklaring til Figur 82 og Figur 83.
# Proces År Database
1 Polypropylene granulate (PP), production mix, at plant RER 1999 ELCD
2 Polypropylene resin E 2005 Plastic Europe
3 PP (Polypropylene), Europe, TERMINATED, 1997 1997 EASEWASTE
4 Polypropylene fibres (PP), crude oil based production mix, at plant, PP, granulate without
additives EU-27S
2005 ELCD
5 Polypropylene, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
6 Polypropylene resin, at plant RER 2008 USLCI
1. Der er ikke nogen CO2-opgørelse for PP, så ingen processer ekskluderes.
2. Proces 3 i forsuring og økotoksicitet, vand, kronisk, samt proces 6 i forsuring og økotoksicitet,
vand, kronisk, så begge to ekskluderes.
3. Output fra genindvindingsprocesserne er granulat, og derfor kan proces 1, 4 og 5 inkluderes.
4. Proces 4 og 5 er de nyeste fra henholdsvis 2005 og 2007 og inkluderes.
5. Hverken proces 4 eller 5 ligger i Tyskland, men er generelle europæiske data og giver derfor ikke
den ene en fordel i forhold til den anden.
Proces 4 og 5 er næsten identiske, og proces 5 vælges, fordi det er den nyeste.
Proces 5 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
221

PS-primærproduktion
Figur 84
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af PS.
Figur 85
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af PS.
222 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 76 Signaturforklaring til Figur 84 og Figur 85.
# Proces År Database
1 Polystyrene thermoforming E 2005 Plastic Europe
2 Polystyrene, expandable, at plant RER S 2007 EcoInvent
3 Polystyrene, general purpose, GPPS, at plant RER U 2007 EcoInvent
4 High impact polystyrene (HIPS) E 2005 Plastic Europe
5 Polystyrene, high impact, HIPS, at plant RER S 2007 EcoInvent
6 Polystyrene, extruded (XPS), HFC-134a blown, at plant RER S 2009 EcoInvent
7 General purpose polystyrene, at plant RNA 2008 USLCI
8 Polystyrene, extruded (XPS) CO2 blown, at plant RER S 2009 EcoInvent
9 Polystyrene (general purpose) granulate (GPPS), prod. mix, RER 2002 ELCD
10 High impact polystyrene granulate (HIPS), production mix, at plant RER 2002 ELCD
11 PS (Polystyrene), Europe, TERMINATED, 1990 1990 EASEWASTE
12 Polystyrene, extruded (XPS), at plant RER S 2009 EcoInvent
13 Polystyrene, extruded (XPS), HFC-152a blown, at plant RER S 2009 EcoInvent
1. Der er ikke nogen CO2-opgørelse for PS, så ingen processer ekskluderes.
2. Proces 6 afviger i seks af effektkategorierne, proces 7 i økotoksicitet, vand, kronisk, proces 8 i
humantoksicitet via vand og økotoksicitet, vand, kronisk, proces 12 i ozonnedbrydning,
humantoksicitet via vand og økotoksicitet, vand, kronisk, samt 13 i humantoksicitet via vand og
økotoksicitet, vand, kronisk, og alle fem ekskluderes.
3. Der er ikke funder nogen genindvindingsprocesser for PS, så det antages at der anvendes samme
genanvingsteknologi som for de andre plast typer.
4. Proces 2, 3 og 5 er de nyeste fra 2007 og inkluderes.
5. Hverken proces 2, 3 eller 5 ligger i Tyskland, men er generelle europæiske data og giver derfor
ikke den ene en fordel i forhold til den anden.
Proces 2, 3 og 5 er næsten identiske, og proces 3 vælges, fordi den er den foreslåede proces til
substitution jf. punkt 3.
Proces 3 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
223

Plast genindvindingsproces
Figur 86
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af plast.
Figur 87
Toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af plast.
224 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 77 Signaturforklaring til Figur 86 og Figur 87.
# Proces År Database
1 Recycling: Plastic (PE) to granulate, DK, 2000 2000 EASEWASTE
2 Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
3 Recycling: Plastic (PP) to granulate, DK, 2000 2000 EASEWASTE
For HDPE skal outputtet være granulat, hvilket to af genindvindingsprocesserne beskriver; 1 og 2.
Proces 2 vælges, fordi det er den nyeste.
Proces 2 vælges.
For LDPE skal outputtet være granulat, hvilket to af genindvindingsprocesserne beskriver; 1 og 2.
Proces 2 vælges, fordi det er den nyeste.
Proces 2 vælges.
For PET skal outputtet være granulat, hvilket en af genindvindingsprocesserne beskriver; 2. Proces
2 vælges, fordi det er den nyeste.
Proces 2 vælges.
For PP skal outputtet være granulat, hvilket to af genindvindingsprocesserne beskriver; 2 og 3.
Proces 2 vælges, fordi det er den nyeste.
Proces 2 vælges.
For PS skal outputtet være granulat, hvilket to af genindvindingsprocesserne beskriver; 1 og 2.
Proces 2 vælges, fordi det er den nyeste.
Proces 2 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
225

7.3.4 Metal
For jern og aluminiumsprimærproduktionerne er det valgt også at inkludere af minedriften, så den
eventuelt kan medtages, hvis den valgte proces ikke inkluderer minedrift.
Jern primærproduktion
0
Resurseforbrug Drivhuseffekt Ozonnedbrydning Forsuring Fotokemisk smog Næringssalt belastning
-2
-4
PE/ton
-6
-8
-10
-12
Figur 88
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af jern.
Figur 89
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af jern.
226 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 78 Signaturforklaring til Figur 88 og Figur 89.
# Proces År Database
1 Chromium steel product manufactoring, average metal working RER S 2007 EcoInvent
2 Pellets, iron, at plant GLO S 2009 EcoInvent
3 Steel, liquid, at plant RNA 2008 USLCI
4 Iron and steel, production mix US 2007 USLCI
5 Iron scrap, at plant RER S 2009 EcoInvent
6 Fe, Stainless Steel, TERMINATED, 1995 1995 EASEWASTE
7 Galvanized steel sheet, at plant RNA 2008 USLCI
8 Fe, Steel, Rebar Global (primary), TERMINATED, 2003 2003 EASEWASTE
9 Fe, Steel Plate (Primary), EU, TERMINATED, 1993 1993 EASEWASTE
10 Steel, billets, at plant US 2008 USLCI
11 Pig iron, at plant GLO S 2009 EcoInvent
12 Fe, Steel Plate (89% Primary Fe), TERMINATED, 1990 1990 EASEWASTE
13 Hot rolled sheet, steel, at plant RNA 2008 USLCI
14 Steel Sheets (97.75% primary), Sweden, 2008 2008 EASEWASTE
15 Chromium steel 18/8, at plant RER S 2009 EcoInvent
16 Fe, Raw Iron (Primary) TERMINATED, 1990 1990 EASEWASTE
17 Sinter, iron, at plant GLO S 2009 EcoInvent
18 Steel, low-alloyed, at plant RER S 2009 EcoInvent
19 Cast iron, at plant RER S 2009 EcoInvent
20 Iron ore, 65% Fe, at beneficiation GLO S 2009 EcoInvent
21 Iron ore, 46% Fe, at mine GLO S 2009 EcoInvent
1. Der er ikke noget interval for jern, men der er for stål, og dette interval vil bliver brugt som første
kriterium. Det går fra -0,39 PE til -0.1 PE og ekskluderer proces 2, 4, 5, 15 og 17.
2. Proces 1 afviger i humantoksicitet via vand, proces 6 i resurseforbrug, proces 7 i økotoksicitet,
vand, kronisk, samt proces 18 i humantoksicitet via vand og økotoksicitet, vand, kronisk, og alle fire
ekskluderes.
3. Genindvindingsprocesserne er fremstilling af stålplader, hvilket passer med proces 7, 9, 12, 13 og
14, så disse inkluderes.
4. Proces 7, 13 og 14 er de nyeste data fra 2008 og inkluderes.
5. Hverken proces 7 eller 13 ligger i Sverige, som er destinationen for jern ifølge idékataloget,
hvorimod proces 14 er, derfor vælges denne.
Proces 14 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
227

Aluminium primærproduktion
Figur 90
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af aluminium.
Figur 91
Toksiske miljøeffektkategorier for primærproduktion af aluminium.
228 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 79 Signaturforklaring til Figur 90 og Figur 91.
# Proces År Database
1 Aluminium scrap, old, at plant RER S 2009 EcoInvent
2 Aluminum, primary, smelt, at plant RNA 2007 USLCI
3 Aluminum ingot, production mix, at plant US 2004 USLCI
4 Aluminum, secondary, ingot, from automotive scrap, at plant RNA 2007 USLCI
5 Aluminium, production mix, cast alloy, at plant RER S 2009 EcoInvent
6 Aluminum, primary, ingot, at plant RNA 2007 USLCI
7 Aluminum, Al (Primary), World average, 2005 2005 EASEWASTE
8 Aluminium, secondary, from old scrap, at plant RER S 2009 EcoInvent
9 Aluminium, primary, liquid, at plant RER S 2009 EcoInvent
10 Aluminum, secondary, ingot, from beverage cans, at plant RNA 2007 USLCI
11 Aluminium, production mix, wrought alloy, at plant RER S 2009 EcoInvent
12 Aluminium, primary, at plant RER S 2009 EcoInvent
13 Aluminium sheet, primary prod., prod. mix, aluminium semi-finished sheet product 2005 ELCD
14 Aluminium, secondary, from new scrap, at plant RER S 2009 EcoInvent
15 Aluminium scrap, new, at plant RER S 2009 EcoInvent
16 Aluminium scrap to new alu cans (remelting), Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
17 Aluminum, secondary, ingot, at plant RNA 2007 USLCI
18 Aluminium scrap to new alu sheets (remelting), Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
19 Al, Aluminum (Primary), [TERMINATED], 1993 1993 EASEWASTE
20 Aluminium, production mix, at plant RER S 2009 EcoInvent
21 Bauxit mining, World average, IAI, TERMINATED, 2005 2005 EASEWASTE
22 Al, Aluminum (Primary), [TERMINATED], 2000 2000 EASEWASTE
23 Aluminium scrap to reprocessed aluminium (remelting), Europe, 2000 2000 EASEWASTE
24 Aluminium scrap to new products (remelting), Europe, 1993 1993 EASEWASTE
25 Bauxite, at mine GLO S 2009 EcoInvent
26 Bauxite, at mine GLO 2007 USLCI
1. Intervallet går fra -1,95 PE til -0.52 PE og ekskluderer næsten halvdelen af processerne inklusiv
alle minedriftsprocesser. Følgende processer ekskluderes 1, 4, 5, 8, 10, 13, 14, 17, 21, 25 og 26.
2. Proces 24 i fotokemisk smog, samt proces 7, 16 og 18 humantoksicitet via vand og alle fire
ekskluderes.
3. Genindvindingsprocesserne er fremstilling af forskellige aluminiumsprodukter, så det
ekskluderer kun proces 9.
4. Proces 11, 12 og 20 er de nyeste data fra 2009 og inkluderes.
5. Ingen af de tre sidste processer er i Sverige, som er destinationen ifølge idékataloget, og proces 12
vælges fordi denne er den mest generelle primærproduktion.
Proces 12 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
229

Jern- og aluminiumgenindvinding
Figur 92
Ikke-toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af metal.
Figur 93
Toksiske miljøeffektkategorier for genindvindingsprocessen af metal.
230 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Tabel 80 Signaturforklaring til Figur 92 og Figur 93.
# Proces År Database
1 Recycling: Aluminium scrap to new alu sheets (remelting), Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
2 Recycling: Aluminium scrap to new products (remelting), Europe, 1993 1993 EASEWASTE
3 Recycling: Steel scrap to steel sheets, Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
4 Recycling: Steel scrap to steel sheets, DK, 1992 1992 EASEWASTE
5 Recycling: Aluminium scrap to new alu cans (remelting), Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
6 Recycling: Aluminium scrap to reprocessed aluminium (remelting), Europe, 2000 2000 EASEWASTE
For jern skal outputtet være stålplader, hvilket to af genindvindingsprocesserne beskriver; 3 og 4.
Proces 3 vælges, fordi det er den nyeste, dog med en ændring af dioxinemission i
jerngenanvendelsesproces. Oprindelig var dioxinemission 3,5 x 10-7 kg/ton. Denne værdi
dominerer påvirkning i ”Humantoksicitet via vand” med 1600 mPE/ton. I dokumentationen til
denne proces findes kommentaren: ”All data is collected from Ovako Bar AB, Environmental report
2007”. Rapporten kan ikke findes på nettet. Dioxin kan være et problem fra genanvendelse af
metaller i forhold til primærproduktion pga. tilstedeværelse af forureninger i
genanvendelsesmaterialerne, der kan indeholde klorforbindelser og organiske stoffer, som er en
forudsætning for dioxindannelse. Dioxinemission fra metalgenanvendelsesprocesser I New Zealand
er beskrevet af Merz (2004): Mht. jerngenanvendelse blev der målt på 11 anlæg. Emissionerne lå fra
89 til 0,0058 µg dioxin/ton for jerngenanvendelse med et gennemsnit på 8,2, en geometrisk
middelværdi på 0,1 og en meridianværdi på 0,045 µg/ton. Det er således meget vanskeligt at angive
en repræsentativ værdi. Anvender man gennemsnitsværdien svarende til 8,2 x 10-9 kg dioxin/ton er
denne værdi ca. 42 gange mindre end den i EASEWASTE anvendte. Det er derfor valgt at anvende
denne værdi, som et konservativt skøn over dioxinemission fra genanvendelses af jern.
For aluminium skal outputtet være primæraluminium, hvilket alle fire af
genindvindingsprocesserne beskriver. Proces 1 og 5 er de nyeste og stort set identiske, proces 1
udvælges.
Proces 1 vælges.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
231

7.4 Konklusion
Nedenstående tabeller opsummerer, hvilke processer der er valgt i de forskellige kategorier:
Tabel 81
Opsummering af valg af primærproduktion.
# Fraktion Primærproduktion År Database
1 Papir Printing paper, Kvarnsveden, Sweden (incl. transportation), weighted avg.
2005/2007
2007 EASEWASTE
2 Pap Cardboard, Skoghall Mill, Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
3 Glas Packaging glass, green, at plant DE S 2003 EcoInvent
4 HDPE Polyethylene, HDPE, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
5 LDPE Polyethylene, LDPE, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
6 PET Polyethylene terephthalate (PET) granulate, production mix, at plant, bottle
grade RER
1999 ELCD
7 PP Polypropylene, granulate, at plant RER S 2007 EcoInvent
8 PS Polystyrene, general purpose, GPPS, at plant RER U 2007 EcoInvent
9 Jern Steel Sheets (97.75% primary), Sweden, 2008 2008 EASEWASTE
10 Aluminium Aluminum, Al (primary), world average, 2005 2005 EASEWASTE
Tabel 82 Opsummering af valg af genindvindingsproces.
# Fraktion Genindvindingsproces År Database
1 Papir Recycling: Paper (Mixed high quality paper) to fine paper, Maglemølle +
Dalum, DK, 2007
2 Pap Recycling: Paper (Cardboard and mixed paper) to cardboard, Fiskybybruk,
Sweden, 2006
3 Glas Recycling: Glass cullets (colored) to new products (100% recycled), Sweden,
2008 [-subs]
2007 EASEWASTE
2006 EASEWASTE
2008 EASEWASTE
4 HDPE Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
5 LDPE Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
6 PET Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
7 PP Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
8 PS Recycling: Plastic to granulate, SWEREC, Sweden, 2006 2006 EASEWASTE
9 Jern Recycling: Steel scrap to steel sheets, Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
10 Aluminium Recycling: Aluminium scrap to new alu sheets (remelting), Sweden, 2007 2007 EASEWASTE
232 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

7.5 Referencer
affald danmark (2011) CO2-opgørelser i den danske affaldsbranche - en vejledning.
http://www.dakofa.dk/Portaler/klima/co2opgoerelse/default.aspx
Econet (2011), Idékatalog til øget genanvendelse af dagrenovation – sortering i to eller flere
fraktioner, MST.
Laurent, A., Olsen, S. I. & Hauschild, M. Z. (2011) Normalization in EDIP97 and EDIP2003:
updated European inventory for 2004 and guidance towards a consistent use in practice.
Merz, S.K. (2004) Dioxin and Furan Emissions to Air from Secondary Metallurgical Processes in
New Zealand. Ministry for the Environment, Wellington, New Sealand.
Wenzel, H. & Brogaard, L. K. S. (2011) Fastlæggelse af data for materialegenanvendelse til brug i
CO2-opgørelser, Affald Danmark.
http://www.dakofa.dk/Portaler/klima/co2opgoerelse/default.aspx
Wenzel, H., Hauschild, M. & Alting, L. (1997) Environmental Assessment of Products – Volume 1:
Methodology, tools and case studies in product development.
Databasereferencer
GEMIS: http://www.gemis.de/
ELCD/ILCD: http://lca.jrc.ec.europa.eu/lcainfohub/datasetArea.vm
Chalmers: http://cpmdatabase.cpm.chalmers.se/Start.asp
EcoInvent: http://ecoinvent.ch/
EU & DK Input Output Database: http://www.pre-sustainability.com/content/manuals
Industry Data 2.0: www.plasticeurope.org
LCA Food DK: http://www.lcafood.dk/
Swiss Input Output Database: http://www.pre-sustainability.com/content/manuals
USA Input Output Database: http://www.pre-sustainability.com/content/manuals
USA Input Output Database System Expansion: http://www.presustainability.com/content/manuals
USLCI: http://www.nrel.gov/lci/
Plastic Europe: www.plasticeurope.org
EASEWASTE: http://easewaste.dk/
SimaPro: http://www.pre-sustainability.com/content/simapro-lca-software
Primærproduktionsreferencer:
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
233

Primærproduktionsreferencerne referer til baggrundsdata for de valgte processer. Numrene
henviser til den valgte proces i Tabel 81.
1. [a] GEMIS: Global Emission Model for Integrated Systems Version 4.42,
http://www.oeko.de/service/gemis/en/index.htm
[b] Frees, N., Søes Hansen, M., Mørck Ottosen, L., Tønning, K., and Wenzel, H. (2005).
"Miljømæssige forhold ved genanvendelse af papir og pap: opdatering af vidensgrundlaget." Rep.
No. Miljøprojekt Nr. 1057, Miljøstyrelsen.
[c] Skogsindustrierna (2003). Sammanstälning 2001. Rapport over Svensk papirstatistik.
http://www.vemendo.se/si/main/main.aspx
[d] Stora Enso, EMAS Environmental Statement 2005, Kvarnsveden Mill
[e] Stora Enso, EMAS Environmental Statement 2007, Kvarnsveden Mill
2. Environmental Statement 2010 (2010), Skoghall mill. www.storaenso.com/skoghall
3. Hischer, R. (2007), Life Cycle Inventory of Packaging & Graphical papers, EcoInvent
4. Hischer, R. (2007), Life Cycle Inventory of Packaging & Graphical papers, EcoInvent
5. Hischer, R. (2007), Life Cycle Inventory of Packaging & Graphical papers, EcoInvent
6. http://lca.jrc.ec.europa.eu/lcainfohub/dataset2.vm?id=141
7. Hischer, R. (2007), Life Cycle Inventory of Packaging & Graphical papers, EcoInvent
8. Hischer, R. (2007), Life Cycle Inventory of Packaging & Graphical papers, EcoInvent
9. SSAB sustainability report 2008
10. Classen, M., Althaus, H. J., Blaser, S., Scharnhorst, W., Tuchschmid, M., Jungbluth, N. &
Emmenegger, M. F. (2009) Life Cycle Inventory of metals, EcoInvent
Genindvindingsprocesser:
Genindvindingsreferencerne referer til baggrundsdata for de valgte processer. Numrene henviser til
den valgte proces i Tabel 82.
1. [a] Miljøredegørelse 2007, Dalum Papir A/S
[b] Schmidt, A. and Strömberg, K. (2006). "Genanvendelse i LCA - systemudvidelse." Rep. No.
Miljønyt Nr. 81, Miljøstyrelsen.
2. [a] Input data is based on "Keyfigures, Fiskeby bruk, 2006".
[b] Frees, N., Søes Hansen, M., Mørck Ottosen, L., Tønning, K., and Wenzel, H. (2005).
"Miljømæssige forhold ved genanvendelse af papir og pap: opdatering af vidensgrundlaget." Rep.
No. Miljøprojekt Nr. 1057, Miljøstyrelsen.
3. [a] Environmental report from Ardagh AB, 2007.
234 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

[b] Larsen, A. W., Merrild, H. and Christensen, T. H. (2009). Recycling of glass: accounting of
greenhouse gases and global warming contributions. Waste Management and Recycling. Vol. 27., n.
8., pp. 754-752.
4. All data is collected from SWEREC AB environmental report 2007 and SWEREC green account
2006.
5. All data is collected from SWEREC AB environmental report 2007 and SWEREC green account
2006.
6. All data is collected from SWEREC AB environmental report 2007 and SWEREC green account
2006.
7. All data is collected from SWEREC AB environmental report 2007 and SWEREC green account
2006.
8. All data is collected from SWEREC AB environmental report 2007 and SWEREC green account
2006.
9. All data is collected from Ovako Bar AB, Environmental report 2007.
10. [a] Atervinningsindustrierna, 2008. www.atervinningsindustrierna.se.
[b] Stena Aluminium, Älmhult Miljöredovisning 2007.
http://www.stenametall.com/NR/rdonlyres/DE5117D4-A2C9-4CFD-9F65-
CD77E1D6AF39/0/Milj%C3%B6redovisning20062007.pdf
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
235

Bilag 8
Livscyklusopgørelser (LCI)
Forbrændingsanlægget er modelleret som beskrevet i afsnit 5.3.2 i hovedrapporten, dvs. som
Vestforbrændings ovnlinje 5 i 2011. Energiproduktion bygger på Møller et al. (2008) samt
Energistyrelsen (2012) som beskrevet i afsnit 5.3.2.
Forbrændingsanlæg
Input
Hjælpestoffer (kg per ton affald
og energiforbrug per ton affald
Resurser og råmaterialer (kg per
ton affald
NaOH 0.024
Aktivt kul 1.04
CaCO3 5.67
Fyringsolie 0.225
NH3 1.53
Vand 397
Ca(OH)2 0.34
Naturgas
76.2 MJ
Varme 0
Polymerer 0.0006
HCl 0.0056
TMT 0.395
El 0
Vand 470
Output
Energi (% af nedre brændværdi,
netto)
Substituerer marginal el
bestående af 91 % kul, 5 %
naturgas og 4 % olie
Substituerer marginal
varme (modelleret som
gennemsnitlig fjernvarme)
22
73
Processpecifikke luftemissioner
(kg per ton affald)
Processpecifikke
ferskvandsemissioner (kg per ton
affald)
Sb 5,3 * 10 -6
HCl 0.0053
Sn 3,47 * 10 -6
CO 0.033
Tl 3.2 * 10 -7
NOx 0.849
V 5,9 * 10 -7
HF 0.00039
Dioxin 1.8 * 10 -11
Støv 0.003
SO2 0.00291
TOC 0.012
Co 1.24 * 10 -6
Mo 9 * 10 -5
As 7 * 10 -7
Mn 8 * 10 -7
Zn 3,2 * 10 -6
236 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Input
Processpecifikke marine
emissioner (kg per ton affald)
Affladsspecifikke luftemissioner
(% af indholdet i affaldet af det
pågældende stof)
Affaldsspecifikt indhold i slagge
(% af indholdet i affaldet af det
pågældende stof)
Affaldsspecifikt indhold i
flyveaske (% af indholdet i
affaldet af det pågældende stof)
Si 0,0003
Mg 3,2 * 10 -5
Ba 9 * 10 -6
Cd 5 * 10 -8
Ca 0.052
Cu 0.00025
Cl - 0.183
Ni 2,1 * 10 -6
Se 1.4 * 10 -6
Fe 5 * 10 -5
Pb 7 * 10 -7
Hg 2 * 10 -8
F - 0.0026
Cr 5,6 * 10 -6
Sb 1,1 * 10 -5
Co 5 * 10 -8
Cd 1,16 * 10 -7
Cu 5,01 * 10 -8
Zn 2,35 * 10 -7
Ni 3,8 * 10 -6
Pb 5.95 * 10 -7
Cr 1.82 * 10 -6
Hg 4,19 * 10 -8
Cl 0,1073
S 0.099
As 0,0121
Cd 0,0064
Cr 0,0394
Cu 0,00261
Hg 0,7476
Ni 0,0329
Pb 0,00081
Sb 0,0119
Cl 5.3
S 23,99
As 40,62
Cd 11,83
Cr 83,15
Cu 92,63
Fe 96,92
Hg 2,38
Mo 96,61
Ni 87,32
Pb 48,47
Sb 38,91
Se 22,38
Zn 51,76
Cl 32.13
S 60,91
As 58,92
Cd 88,13
Cr 16,77
Cu 7,35
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
237

Input
Affaldsspecifikt indhold i gips og
spildevand (% af indholdet i
affaldet af det pågældende stof)
Fe 3,06
Hg 96,25
Mo 2,54
Ni 12,56
Pb 51,29
Sb 59,84
Se 76,73
Zn 48,18
Cl 62,46
S 15
As 0,4554
Cd 0,0311
Cr 0,0454
Cu 0,0157
Fe 0,018
Hg 0,0936
Mo 0,8517
Ni 0,0873
Pb 0,2384
Sb 1,234
Se 0,8951
Zn 0,0643
Livscyklusopgørelse for marginal el i Danmark i 2020
Produktion af marginal el (an forbruger) i 2020 (emissioner per MWh)
Input
Kul (kg) 322
Naturgas 9,5
Olie 8,5
Output
Emissioner til luft
1
CO2 (kg) 797
CH4 (g) 20
N2O (g) 10
SO2 (g) 240
NO2 (g) 590
2
As (kg) 2,12E-05
Cd (kg)
Cr (kg)
Cu (kg)
Hg (kg)
Ni (kg)
3,53E-06
2,81E-05
2,65E-06
1,95E-05
3,00E-05
Pb (kg)
4,33E-05
1 Drivhusgasser, SO2, NO 2, CH 4 og N 2O beregnet vha. Ramses-modellen. Se afsnit 5.4.1 i
hovedrapport for en nærmere beskrivelse af , hvordan denmarginale el er konstrueret.
2 As og tungmetaller udgør gennemsnitsemission fra 2007 fra tre regulerkraftværker. Fra
Møller et al. (2008)
238 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Livscyklusopgørelse for gennemsnitlig fjernvarme i Danmark i 2020
Produktion af gennemsnitlig fjernvarme (an forbruger) i 2020 (emissioner per MWh)
Output
Emissioner til luft
1
CO2 (kg) 150
CH4 (g) 175
N2O (g) 5,76
SO2 (g) 283
NOx (g) 407
1 Drivhusgasser, SO2, NO 2, CH 4 og N xO beregnet vha. Ramses-modellen. Se afsnit 5.4.3 i
hovedrapport for en nærmere beskrivelse af , hvordan den gennemsnitlige
fjernvarmeproduktion er konstrueret. Bemærk, som beskrevet i afsnit 5.4.3, at den
gennemsnitlige fjernvarme benyttes som tilnærmelse til en marginal varmeproduktion,
da der ikke findes fremskrivninger af marginal fjernvarme i Danmark.
Brug af bundaske
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
239

Brug af flyveaske
240 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

AIKAN
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
241

Biogasfællesanlæg
242 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Brug af kompost/digestat
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
243

Papir
Genanvendelse
244 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
245

Primærproduktion
246 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Pap
Genanvendelse
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
247

Primærproduktion
248 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Glas
Genanvendelse
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
249

Primærproduktion
250 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Jern
Genanvendelse
Dioxinemissionen til luft er rettet til 8,2 x 10 -9 kg/ton
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
251

Primærproduktion
252 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Aluminium
Genanvendelse
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
253

Primærproduktion
254 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

HDPE/LDPE/PET/PP/PS
Genanvendelse
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
255

Primærproduktion – HDPE
256 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Primærproduktion – LDPE
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
257

Primærproduktion – PET
Primærproduktion – PP
258 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Primærproduktion – PS
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
259

Bilag 9
Valg af Livscyklusopgørelse
(LCI) for
fosforhandelsgødning
9.1 Introduktion
COWI har i forår/sommeren 2012 udarbejdet en livscyklusvurdering og samfundsøkonomisk
analyse af forskellige behandlingsformer for spildevandsslam for Miljøstyrelsen. I denne
forbindelse er der foretaget en revurdering af den af COWI og DTU Miljø tidligere anvendt
livcyklusopgørelse (LCI) for fosforhandelsgødning - EASEWASTEs LCI ”Average P fertilizer
(Europe)” til livscyklusvurderinger hvori der sker en substituering af fosforhandelsgødning. Der har
været usikkerhed omkring visse værdier i denne LCI, særligt udledningen af fosfor til ferskvand, har
været mistænkt for at være for høj. Det er formålet med dette notat at vurdere, hvorvidt der bør
anvendes en anden LCI i ovennævnte livscyklusvurdering for spildevandsslam og i nærværende
projekt med livscyklusvurdering bl.a. af øget genanvendelse af organisk dagrenovation samt
eventuelt i kommende miljøvurderinger foretaget af COWI og DTU Miljø.
9.2 Eksisterende LCI'er for fosforhandelsgødning
Som nævnt, har COWI tidligere anvendt EASEWASTEs LCI for fosforhandelsgødning. Der findes
dog en række andre LCI'er i de eksisterende databaser. I Tabel 83 vises en opgørelse over
eksisterende fosforhandelsgødnings LCI'er og deres referencer.
260 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

TABEL 83: FOSFORHANDELSGØDNINGS LCIER MED REFERENCER
LCI Reference Dokumentationsniveau
EASEWASTE "average P
fertilizer Europe"
Patyk & Reinhardt (1997)
Audsley et al. 1997
Meget lidt dokumentation
Gødningstype ukendt. Nok
TSP
EASEWASTE "TSP" Davis & Haglund 1999 Veldokumenteret
GaBi "TSP NL" IFA/UNEP 1998 Meget lidt dokumentation
Ecoinvent "RER: SSP at
regional storehouse aggr"
og
"RER: SSP at regional
storehouse U-SO"
Ecoinvent "RER: TSP at
regional storehouse aggr"
og
"RER: TSP at regional
storehouse U-SO"
Nemecek & Kägi (2007).
Bygger på Davis & Haglund
(1999), EFMA (1995),
Kongshaug (1998), Patyk
(1996) og Audsley et al. 1997.
Nemecek & Kägi (2007).
Bygger på Davis & Haglund
(1999), EFMA (1995),
Kongshaug (1998), Patyk
(1996) og Audsley et al. 1997.
Veldokumenteret
Veldokumenteret
I Tabel 83 ovenfor refereres til to forskellige typer fosforgødning; SSP 66 og TSP 67 . De to typer
gødning adskiller sig ved den forarbejdningsproces råfosfaten gennemgår. SSP fremstilles ved
behandling med svovlsyre hvor TSP fremstilles ved behandling med fosforsyre (Jensen & Husted
2009).
LCI'er fra Ecoinvent findes typisk i to versioner; aggregated og U-SO. Aggregated betyder at
emissioner og ressourceforbrug fra alle opstrømsprocesser er inkluderede i LCI'en. I U-SO LCI’en er
det angivet hvilke opstrømsprocesser, hvor man så kan vurdere, hvilke underprocesser, som
bidrager til emissionerne.
Der vælges at sammenligne EASEWASTEs LCI med Ecoinvents LCI “RER: single super phosphate,
as P2O5 at regional storehouse” fra 2007. Denne LCI vælges fordi den er veldokumenteret og fordi
den beskriver produktionen af SSP, som typisk er anvendt i dansk fosforhandelsgødning (Stoumann
2012).
9.3 Metode for sammenligning
I vurderingen af hvilken LCI der bør benyttes til substitution af fosforhandelsgødning lægges der
vægt på følgende tre aspekter:
Validiteten af estimater, der knytter sig til overordnede antagelser for LCI'erne og systemgrænser.
Validiteten af estimater, der knytter sig til den kortlagte livscyklus for de to LCI'er
Dokumentationsniveauet for LCI'erne
Overordnede antagelser kan eksempelvis være typen af gødning, som beskrives, og hvor den
antages produceret. Dokumentationsniveauet er afgørende for hvor anvendelig LCI'en er, eftersom
det er nødvendigt , at kunne vurdere og dokumentere de anvendte valg og antagelser.
66
Single sulphur phosphate, med ca. 8 % fosforindhold
67
Triple super phosphate, med ca. 20 % fosforindhold
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
261

Sammenligningen af den kortlagte livscyklus for de to LCI'er sker ved at foretage en
miljøpåvirkningsvurdering (LCIA) af begge LCI'er. Til LCIA'en anvendes UMIP 97 metoden, med
2004 normaliseringsreferencer. De normaliserede værdier fra de to LCI’er er anvendt til
sammenligningen. På grund af usikkerheder i UMIP-metodens vurdering af de toksiske kategorier
og ressourceforbruget, tillægges de ikke-toksiske værdier større vægt i sammenligningen. Toksiske
emissioner og ressourceforbruget beskrives i stedet kvalitativt. I beskrivelsen af ressourceforbruget
lægges der særlig vægt på fosforforbruget, da det er fokusområde i undersøgelsen for Miljøstyrelsen.
I analysen undersøges det hvilke emissioner, der giver anledning til de høje normaliserede værdier,
og hvor i den kortlagte livscyklus emissionerne stammer fra. Herefter vurderes, hvor
dokumentationsniveauet tillader det, hvor repræsentative værdierne for de vigtige emissioner er.
Dette gøres ved, hvor det er muligt, at sammenligne med værdier fra eksisterende specifikke
fosforhandelsgødningsanlæg i Vesteuropa.
Principielt set burde det ikke være nødvendigt at foretage en vurdering af forskellene fra anvendt
miljøpåvirkningsvurderingsmetoden (LCIA-metode), eftersom UMIP 97 metoden med 2004
normaliseringsreferencer er anvendt for begge LCI'er. Ikke desto mindre er der alligevel forskelle i
resultaterne af de to LCI'er pga. forskelle i LCIA metoden. Det skyldes at der i GaBi og i
EASEWASTE ikke altid er overensstemmelse mellem hvor stor en karakteriseret
miljøpåvirkningsværdi forskellige emissioner tilskrives. Dette er selvfølgelig problematisk, men det
er ikke muligt inden for dette projekts tidsramme at vurdere betydningen heraf.
9.4 Formål og afgrænsning for LCI'er
9.4.1 Formål med LCI'erne
EASEWASTEs LCI ”Average P fertilizer in Europe” er lavet på DTU til at beskrive substitution af
fosforhandelsgødning ved brugen af behandlet organisk affald fra husholdninger (Hansen et al.
2006).
Ecoinvents LCI er lavet af det Schweiziske Ecoinvent Centre. Centret er et kompetencecenter
bestående af the Swiss Federal Institute of Technology Zürich (ETH Zurich) samt en række andre
Schweiziske analyseinstitutter (Ecoinvent Centre 2012). LCI'ens formål er at beskrive SSP
produktion i Europa.
9.4.2 Systemgrænser for de to LCI'er
EASEWASTE LCI'en inkluderer produktionen af fosforgødning og transport samt den efterfølgende
forurening med gødningens indhold af urenheder ved udbringning på jord (Hansen et al. 2006).
Ecoinvents LCI inkluderer produktionen af fosforgødning med visse opstrømsprocesser i Europa og
transport til et regionalt lager i Centraleuropa. Transporten til brugeren i Danmark og forurening
med gødningens indhold af urenheder fra udbringning på jord er ikke inkluderet (Nemecek & Kägi
2007).
9.4.3 EASEWASTE dokumentation og overordnede antagelser
EASEWASTE LCI’en er baseret på Patyk & Reinhardt (1997) og Audsley et al. (1997). LCI'en er
overordnet beskrevet i Hansen et al. (2006). Nedenfor er beskrevet hvilke kilder, der er anvendt
specifikt til de forskellige emissioner i LCI'en:
Emissioner til vand fra produktionsprocessen er fra Audsley et al. (1997)
Tungmetal emissioner til jord er fra udbringning af gødningen på marken. Dokumentation er fra
Audsley et al. (1997).
262 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Alle andre emissioner baseres på Patyk & Reinhardt (1997) og er enten fra produktionen af
gødningen, svovlsyre, elektronik og/eller fosforsyre.
LCI'en bygger i ret stort omfang på Patyk & Reinhardt (1997). På baggrund af selve EASEWASTE
LCI'en vurderes det, at LCI'en beskriver et mix af SSP og TSP. Elektriciteten er antaget at være tysk
mix, der i høj grad består af kernekraft.
9.4.4 Ecoinvent dokumentation og overordnede antagelser
I Ecoinvent LCI’en anvendes data fra Davis & Haglund (1999) til beskrivelse af emissioner og
ressourceforbrug fra selve forarbejdningsprocessen, som sker i Europa. I Davis & Haglund er
dokumentationen baseret på følgende kilder:
Forbrug af energi og svovlsyre til forarbejdningsprocessen: Kongshaug (1998)
Emissioner relateret til forbrug af energi: LCAiT 3.0
Fosforemissioner til ferskvand: Hydro Agri (1998) (Nemecek & Kägi 2007, s. 85)
Desuden er der i Davis & Haglund anvendt dokumentation fra EFMA (1995) og Patyk (1996). Alle
opstrømsprocesser i Ecoinvent LCI'en (oparbejdning af råfosfat, svovlsyre etc.) er taget fra
Ecoinvents egen database, og beskriver gennemsnitlige processer i Europa (Nemecek & Kägi 2007).
LCI'en beskriver produktionen af SSP, som er den type fosforgødning, der indgår i dansk marginal
fosforgødning (NPK-gødning) (Stoumann 2012). Elektricitetsforbruget er antaget at afspejle det
gennemsnitlige europæiske elektricitetsmix (UCTE-mix).
9.5 Beskrivelse af estimater knyttet til kortlagt livscyklus for LCI'er
I det følgende beskrives vigtige estimater knyttet til den kortlagte livscyklus i de to LCI'er;
EASEWASTEs LCI "Average P fertilizer in Europe" og EcoInvents LCI "RER: SSP at regional
storehouse aggr.". Beskrivelsen sker på baggrund af de normaliserede værdier (målt i
Personækvivalenter, forkortet PE). I beskrivelsen vil der være størst fokus på de ikke toksiske
kategorier, mens de toksiske kategorier og ressourceforbruget beskrives kvalitativt. Beskrivelsen
sker ved, at de højeste normaliserede værdier for hver af de to LCI'er analyseres. Herefter
undersøges hvilke emissioner, der giver anledning til de høje normaliserede værdier, og hvor i den
kortlagte livscyklus emissionerne stammer fra.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
263

9.5.1 Beskrivelse af Ikke toksiske værdier
9.5.1.1 EASEWASTEs største normaliserede værdier
De største normaliserede værdier i EASEWASTE LCI'en er vist i Tabel 84 nedenfor.
TABEL 84: VIGTIGSTE MILJØPÅVIRKNINGER I EASEWASTE LCI’EN
Nr. Emission mPE Kategori
1 P-total (P) [Fresh surfacewater emissions] 31 Nutrient Enrichment
2 Sulphur Dioxide (SO2) [Air emissions] 0.44 Acidification
3 Carbon Dioxide (CO2 - Fossil) [Air emissions] 0.20 Global Warming 100 Years
4 Nitrogen Oxides (NOx) [Air emissions] 0.077 Nutrient Enrichment
5 Nitrogen Oxides (NOx) [Air emissions] 0.034 Acidification
6 NMVOC (Unspecified) [Air emissions] 0.0074 Photochemical Ozone Formation, High Nox
7 Carbon Monoxide (CO) [Air emissions] 0.0021 Photochemical Ozone Formation, High NOx
8 Nitrous Oxide (Laughing Gas) (N2O) [Air emissions] 0.0020 Global Warming 100 Years
9 Methane (CH4) [Air emissions] 0.0020 Global Warming 100 Years
10 Hydrogen Chloride (HCl) [Air emissions] 0.00084 Acidification
11 Ammonia (NH3) [Air emissions] 0.00083 Nutrient Enrichment
12 Formaldehyde (Methanal) [Air emissions] 0.00053 Photochemical Ozone Formation
13 Ammonia (NH3) [Air emissions] 0.00036 Acidification
14 Methane (CH4) [Air emissions] 0.00035 Photochemical Ozone Formation, High Nox
15 Carbon Monoxide (CO) [Air emissions] 0.00025 Global Warming 100 Years
Udledning af fosfor til ferskvand er den emission, som giver anledning til den største normaliserede
værdi i EASEWASTE LCI’en med et miljøpåvirkningspotentiale på 31 mPE i
næringsstofbelastningskategorien. Denne udledning stammer fra produktionsprocessen, og
Audsley et al. (1997) er anvendt som reference til emissionen. I Tabel 85 nedenfor vises
underprocessernes bidrag til den samlede miljøpåvirkning i de ikke-toksiske kategorier i
EASEWASTE LCI'en.
TABEL 85: EMISSIONER PER PRODUCERET KG P-GØDNING I EASEWASTE LCI’EN. ELEKTRICITETEN ER
PRODUCERET PRIMÆRT MED TYSK KERNEKRAFT (PATYK & REINHARDT 1997)
Navn
Emission
P-
gødning
Prod. af
fosfatgødning Prod. af svovlsyre el-prod.
P-total (P) Vand 0,045 0,045 0 0
Sulphur Dioxide (SO2) luft 0,024 0,013 0,011 0,00063
Carbon Dioxide (CO2 - Fossil) luft 1,583 0,92 -0,12 0,780
Nitrogen Oxides (NOx) luft 0,002634 0,0021 -0,00017 0,00071
Nitrogen Oxides (NOx) luft 0,002634 0,0021 -0,00017 0,00071
NMVOC (Unspecified) luft 0,000247 0,00023 -3,60E-06 2,01E-05
Carbon Monoxide (CO) luft 0,000956 0,00086 -9,5E-05 0,000191
Nitrous Oxide (Laughing Gas) (N2O) luft 5,32E-05 3,4E-05 -9,4E-06 2,86E-05
Methane (CH4) luft 6,74E-04 3,9E-05 -0,00089 0,0015
Hydrogen Chloride (HCl) luft 5,25E-05 1,2E-05 -3,6E-06 4,5E-05
Ammonia (NH3) luft 1,05E-05 3,9E-06 6,5E-06 1,6E-07
Formaldehyde (Methanal) luft 1,77E-05 1,7E-05 3,8E-08 6,3E-07
Det fremgår af Tabel 85, at den største kilde til emissionerne selve produktionen af gødningen,
mens påvirkningen fra produktionen af svovlsyre og elektricitet er mindre.
264 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

9.5.1.2 Sammenligning af ikke-toksiske værdier med Ecoinvent
I Tabel 86 sammenlignes de ti største normaliserede værdier i EASEWASTE med normaliserede
værdier fra Ecoinvent. Selve emissionen (målt i kg pr. kg P i produktet) er også vist i tabellen.
TABEL 86: DE 10 STØRSTE NORMALISEREDE VÆRDIER I EASEWASTES LCI SAMMENLIGNET MED
ECOINVENTS LCI.
Kategori Emission mPE/kg P kg/kg P
EASEWASTE EcoInvent EASEWASTE EcoInvent
1 Nutrient Enrichment P-total (P) [Fresh surfacewater] 31.4 2.30 0.0450 0.0033
2 Acidification (EDIP97) Sulphur Dioxide (SO2) [Air] 0.44 1.33 0.0242 0.073
3 Global Warming 100 Years Carbon Dioxide (CO2 - Fossil) [Air] 0.205 0.762 1.58 5.89
4 Nutrient Enrichment Nitrogen Oxides (NOx) [Air] 0.077 0.863 0.00263 0.029
5 Acidification Nitrogen Oxides (NOx) [Air] 0.034 0.37 0.00263 0.029
6 Photochemical Ozone Formation, high Nox NMVOC (Unspecified) [Air] 0.00736 0.139 0.000247 0.00389
7 Photochemical Ozone Formation, High NOx Carbon Monoxide (CO) [Air] 0.00214 0.030 0.000956 0.0133
8 Global Warming 100 Years Nitrous Oxide (Laughing Gas) (N2O) [Air] 0.00204 0.00717 5.32E-05 0.000173
9 Global Warming 100 Years Methane (CH4) [Air] 0.00201 0.0302 6.74E-04 0.00938
10 Acidification Hydrogen Chloride (HCl) [Air] 0.00084 0.00429 5.25E-05 0.000267
Størrelsesordenen af emissionerne fra EASEWASTE og Ecoinvent er vist i figur 1 nedenfor, hvor en
værdi på 1 i EASEWASTE LCI'en er brugt som reference.
18
Forhold emissioner EcoInvent/EASEWASTE
16
14
12
10
8
6
4
2
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Emission Nr.
EASEWASTE
EcoInvent
FIGUR 94: FORSKEL MELLEM VIGTIGE EMISSIONER I EASEWASTE OG ECOINVENT. EMISSION NR.
HENTYDER TIL DE EMISSIONR, DER ER ANGIVET I TABEL 86.
Det ses af Tabel 86 og Figur 94, at fosforudledningen til ferskvand er ca. 14 gange højere i
EASEWASTEs LCI end i Ecoinvent. Alle andre emissioner er mellem 3 og 16 gange højere i
Ecoinvents LCI. Dette skyldes primært, at der er angivet et højere elektricitetsforbrug i Ecoinvents
LCI end i EASEWASTEs. I afsnit 4 vurderes validiteten af de forskellige estimater, som er
sammenlignet ovenfor.
9.5.1.3 Høje normaliserede værdier i Ecoinvents LCI
I Ecoinvents LCI kan vi se, at kategorierne for næringsstofbelastning, forsuring og global
opvarmning har de højeste samlede normaliserede værdier i de ikke-tokiske kategorier. De samlede
normaliserede værdier for Ecoinvent LCI'en er vist i Figur 95 nedenfor.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
265

mPE/kg P i prdouktet
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
EcoInvent:Normaliserede værdier i de ikke-toksiske kategorier
Nutrient
enrichment
potential
Acidification
potential (AP)
Global warming
potential (GWP
100 years)
Photochemical
oxidant
potential (high
NOx)
Miljøpåvirkningskategori
Photochemical
oxidant
potential (low
NOx)
Ozone depletion
potential
FIGUR 95: SAMLEDE NORMALISEREDE MILJØPÅVIRKNINGER I ECOINVENT LCI'EN. ANGIVET PR. KG P I
PRODUKTET
De emissioner, som leder til de største normaliserede værdier i de respektive
miljøpåvirkningskategorier, er vist i Tabel 87, Tabel 88 og Tabel 89 nedenfor.
TABEL 87: 99 % FRAKTIL AF NORMALISEREDE VÆRDIER I
NÆRINGSSTOFBELASTNINGSKATEGORIEN
UMIP 97, Nutrient enrichment potential
Emission Type emission mPE/kg P % af kategori Sum %
Phosphate Inorganic emissions to fresh water 2.304734 70.6 70.6
Nitrogen oxides Inorganic emissions to air 0.863158 26.4 97.0
Phosphorus Inorganic emissions to fresh water 0.054872 1.7 98.7
Ammonia Inorganic emissions to air 0.020237 0.6 99.3
TABEL 88: 99 % FRAKTIL AF NORMALISEREDE VÆRDIER I FORSURINGSKATEGORIEN
UMIP 1997, Acidification potential (AP)
Emission Type emission mPE/kg P % af kategori akk. %
Sulphur dioxide Inorganic emissions to air 1.33 69.6 69.6
Nitrogen oxides Inorganic emissions to air 0.37 19.6 89.2
Sulphate Inorganic emissions to freshwater 0.18 9.3 98.5
Hydrogen fluoride Inorganic emissions to air 0.01 0.5 99.0
TABEL 89:
99 % FRAKTIL AF NORMALISEREDE VÆRDIER I GLOBAL-
OPVARMNINGSKATEGORIEN
UMIP 1997, Global warming potential (GWP 100 years)
Emission Type emission mPE/kg P % af kategori akk. %
Carbon dioxide Inorganic emissions to air 0.761709 94 94
Methane Organic emissions to air 0.030247 3.7 98.2
Nitrous oxide (laughing gas) Inorganic emissions to air 0.007166 0.89 99.1
266 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Nedenfor vises en procentuel opgørelse over hvorfra de emissioner, som gav anledning til de højeste
værdier, stammer :
Fosfat/fosfor (ferskvand):
99 % fra produktionen af Single superfosfat (SSP) i Vesteuropa
Svovldioxid (luft):
70 % fra svovlsyreproduktionen
10 % fra elektricitetsproduktionen
10 % fra oversøisk transport
Nitrogen Oxid (NOX) (luft):
36 % fra transport, lastbil >16 ton
27 % fra oversøisk transport
10 % fra svovlsyreproduktion
Kuldioxid (luft):
48 % fra elektricitetsproduktionen
25 % fra transport i lastbil > 16 ton
21 % fra oversøisk transport
Sulfat (ferskvand):
67 % fra svovlsyreproduktionen
21 % fra elektricitetsproduktionen
I afsnit 9.6 vurderes validiteten af de estimater der fører til de største normaliserede værdier, både
for EASEWASTE LCI'en og for Ecoinvent LCI'en.
9.5.2 Beskrivelse af de to LCI'er mht. de toksiske kategorier og ressourcer
Da der er store usikkerheder forbundet med metoderne for miljøvurdering af de toksiske kategorier
og ressourceforbrug, bør disse kategorier tillægges mindre vægt i en LCA. Disse kategorier bør i
stedet beskrives derfor kun kvalitativt.
9.5.2.1 Beskrivelse af de toksiske kategorier
I EASEWASTEs LCI stammer en stor del af de emissioner, der giver anledning til en høj PE-værdi i
de toksiske kategorier fra udledning af tungmetaller til ferskvand ved produktionen af selve
gødningen. Estimaterne for disse værdier er taget fra Audsley et al. (1997). De samme estimater er
anvendt i Ecoinvent LCI'en. Disse værdier er altså ens i de to LCI’er.
I Ecoinvents LCI derimod stammer de højeste normaliserede værdier i de toksiske kategorier
primært fra elektricitetsproduktionen og fra transportprocesser. Der er store usikkerheder
forbundet med disse værdier, ikke kun pga. metoden for miljøvurdering, men også på grund af
usikkerheder omkring estimatet for elektricitetsforbrug. Derfor bør de toksiske kategorier ikke
tillægges stor vægt ved brug af Ecoinvents LCI.
9.5.2.2 Beskrivelse af LCI'er mht. ressourceinput i produktionen
Da UMIPs miljøvurdering af ressourcer er forbundet med usikkerhed, sammenlignes i stedet
inputtet til produktionsprocessen af fosforgødning for de to LCI'er. En udskrift af inputs til de to
produktionsprocesser er vist i Tabel 90 nedenfor.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
267

TABEL 90: INPUTS TIL PRODUKTIONEN AF FOSFORGØDNING I EASEWASTE. INPUTS ER GIVET PR. KG P
I SLUTPRODUKTET SUPERFOSFAT
TERMINATED Processes
Total Amount Enhed
Sulphoric acid TERMINATED
2.25 kg
electricity production Germany TERMINATED
1.06 kWh
Phosphate H3PO4 TERMINATED*
0.79 kg
Substance Name
Total Amount Enhed
Phosphorus (P)
4.84 kg
Crude Oil
0.0706 kg
Gas Oil, Fuel
0.034 kg
Natural Gas, Fuel
0.231 kg
Hard Coal
0.0132 kg
Forbrug af fosfat(Phosphate H3PO3 TERMINATED) og af ren fosfor (Phosphorus (P)) er sandsynligvis
fejlnavngivet i EASEWASTE. Forbruget af fosfat må være forbrug af fosforsyre og ikke fosfat, da det er
produktionen af fosforsyre, der er beskrevet i processen. Forbrug af ren fosfor er sandsynligvis et forbrug af
råfosfat på 4,84 kg per kg fosforgødning.
TABEL 91: INPUTS TIL PRODUKTIONEN AF SSP I ECOINVENTS LCI
ECOINVENT SSP
UCTE: electricity, medium voltage, production UCTE, at grid [production mix]
RER: transport, lorry >16t, fleet average [Street]
RER: transport, freight, rail [Railway]
RER: sulphuric acid, liquid, at plant [inorganics]
RER: chemical plant, organics [organics]
OCE: transport, transoceanic freight ship [Water]
MA: phosphate rock, as P2O5, beneficiated, dry, at plant [inorganics]
/kg P
15.2 MJ
10.0 tkm
6.5 tkm
4.0 kg
0.0 pcs.
55.8 tkm
2.3 kg
I EASEWASTEs LCI er fosfor tilført processen i form af 0,79 kg fosforsyre 68 og 4,84 kg råfosfat pr.
kg fosfor (P) i produktet. I Ecoinvent LCI’en er kun anvendt 1 kg P pr. kg P i produktet. I
EASEWASTE LCI'en er der anvendt 2.25 kg svovlsyre pr. kg P. Der er brugt godt dobbelt så meget i
Ecoinvent LCI’en. Det kan skyldes at EASEWASTE, i hvert fald delvist, beskriver produktionen af
TSP, hvori der indgår fosforsyre frem for svovlsyre.
I EASEWASTEs LCI er energiforbruget angivet i kg energikilde (elektricitetsforbrug er dog angivet i
kWh). For at kunne sammenligne med Ecoinvents LCI er energiforbruget i EASEWASTE LCI’en
omregnet til MJ i Tabel 92 nedenfor.
TABEL 92:ENERGIFORBRUG I EASEWASTE. ANGIVET I MJ/KG P I SLUTPRODUKTET
Energiforbrug værdi enhed Net calorific value MJ/kg P
Råolie 0.0706 kg 46.3 MJ/kg 3.26878
Gasolie, brændstof 0.034 kg 46.2 MJ/kg 1.5708
Naturgas brændstof 0.231 kg 53.6 MJ/kg 12.3816
Kul 0.0132 kg 25 MJ/kg 0.33
Elekricitet 1.6 kWh 3.6 kWh/MJ 5.76
TOTAL 23.3
68
der er angivet fosfat, men det skønnes, at der anvendes fosfatsyre
268 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

I EASEWASTE er elektricitetsforbruget angivet til 5,76 MJ/kg. I alt er energiforbruget 23.3 MJ/kg
P i produktet i EASEWASTE LCI’en. I Ecoinvent LCI'en anvendes et elektricitetsforbrug til
produktionen af selve gødningen på 15,2 MJ/kg P i produktet. Ingen andre energikilder er anvendt i
EcoInvent LCI’en.
9.5.3 Delkonklusion for beskrivelse af LCI’er
I de ikke-toksiske kategorier er langt den største miljøpåvirkning forårsaget af udledningen af fosfor
til ferskvand. Denne emission er ca. 14 gange højere i EASEWASTE end i Ecoinvents LCI. Alle andre
vigtige emissioner er mellem 3-16 gange højere i Ecoinvents LCI end i EASEWASTEs LCI, pga. et
højere elektricitetsforbrug i Ecoinvents LCI. De toksiske kategorier er forbundet med stor
usikkerhed, hvilket gør en sammenligning af de LCI’er på dette punkt meningsløs.
9.6 Valg af LCI
Som beskrevet i metodeafsnittet vil LCI'en blive valgt ud fra vurderinger af estimater forbundet med
overordnede antagelser og systemafgrænsning, estimater forbundet med kortlægning af livscyklus
samt dokumentationsniveauet for de to LCI'er, der sammenlignes.
9.6.1 Vurdering af pålidelighed af overordnede antagelser og
systemafgrænsninger
For EASEWASTEs LCI, som er baseret på Patyk & Reinhardt (1997) og Audsley (1997), er det ikke
muligt at udtale sig om hvilke antagelser, der er gjort for alle materialeforbrug til produktionen af
selve fosforgødningen samt produktionen af de råstoffer og mellemprodukter, der indgår i
produktionsprocessen. Det er derfor svært at sammenligne de to LCI'er mht. overordnede
antagelser.
EcoInvent LCI'ens overordnede antagelser kan dog godt vurderes til et vist niveau. Da det er SSP,
der indgår i den mest solgte type gødning i Danmark , og da oparbejdningen er forudsat at foregå i
Europa, vurderes de overordnede antagelser at beskrive substitution af fosforhandelsgødning i
Danmark godt. Dog skal det bemærkes, at langt de fleste dokumentationsrapporter for eksisterende
LCI'er (inklusiv Ecoinvents og EASEWASTEs LCI'er) beskriver forhold på forholdsvis
velfungerende oparbejdningsanlæg i Vesteuropa eller Skandinavien. Ikke desto mindre bruges der i
Danmark også en vis mængde handelsgødning produceret i Østeuropa. Da der ikke foreligger data
omkring miljøforholdene på de østeuropæiske anlæg, er det svært at vurdere, hvilken indflydelse
det ville have at inkludere de østeuropæiske anlæg i en LCI. Det er dog ikke sandsynligt at
miljøforhold overvåges i samme høje grad, som på de vesteuropæiske anlæg. Manglen af de
østeuropæiske anlæg i LCI'erne kan altså betyde at produktionen af fosforhandelsgødningen
vurderes som værende for "god" for miljøet, i forhold til virkeligheden.
Mht. systemgrænserne vurderes EASEWASTE LCI'en at beskrive substitutionen af
fosforhandelsgødning i Danmark bedst. Det skyldes at EASEWASTE LCI'en inkluderer forurening
med urenheder ved udbringning af gødningen på marker. Ved brug af Ecoinvent LCI’en til
substitution af fosforhandelsgødning bør disse emissioner tilføjes.
9.6.2 Vurdering af pålideligheden af ikke-toksiske emissioner i de kortlagte
livscyklusser
Som beskrevet ovenfor lægges størst vægt på de ikke-toksiske kategorier. I begge LCI'er er fosfor til
ferskvand den største normaliserede emission. Andre høje emissioner i begge LCI'er er svovldioxid,
nitrogendioxid, kuldioxid (til luft) og sulfat (til ferskvand).
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
269

9.6.2.1 Vurdering af fosfor til ferskvand
Udledningen af fosfor til ferskvand er ca. 14 gange højere i EASEWASTE LCI'en end i Ecoinvents
LCI. I EASEWASTE LCI'en bruges en værdi opgivet af Audsley et al. på 0,045 kg P-total/kg
produceret fosfor i det endelige produkt. Denne værdi bygger på forskellige referencer fra 1992 (se
Audsley et al. 1997, s. 32). I Ecoinvent LCI’en anvendes en værdi fra Davis & Haglund 1999 på
0.0033 kg P-total/kg P i produktet. Denne værdi stammer fra en miljørapport fra 1998 fra det
Norske Hydro Agri AB i Köping (Davis & Haglund 1999 cf: Nemecek & Kägi 2007).
Ud fra en sammenligning med en værdi fra Austrian FEA (2002) på 0.00135 kg total-P/kg P i
produktet vurderes det, at Ecoinvents LCI beskriver fosforudledningen fra forarbejdningsprocessen
mere repræsentativt end EASEWASTEs LCI.
9.6.2.2 Vurdering af elektricitetsforbrug
Forskelle i elektricitetsforbruget i de to LCI giver ligeledes anledning til store forskelle i emissioner.
I Ecoinvents LCI er der alene angivet elektricitet som energikilde. Elektricitetsforbruget er angivet
til 15.2 MJ/kg P europæisk elektricitet mix (UCTE). Estimatet har Kongshaug (1998) som reference.
EASEWASTEs produktionsproces benytter flere forskellige energikilder. I alt er energiforbruget i
EASEWASTE LCI'en på 23.3 MJ/kg P med et elektricitetsforbrug på godt 6 MJ/kg P og naturgas
som den vigtigste energikilde med ca. 12 MJ/kg P. Til elektricitetsproduktionen anvendes der i
EASEWASTE et tysk mix. Det lavere elektricitetsforbrug samt brugen af tysk elektricitet mix i
EASEWASTEs LCI giver lavere emissioner end i Ecoinvent i en del kategorier, særligt i globalopvarmingskategorien,
fordi tysk elektricitet i høj grad er baseret på kernekraft.
Antagelsen i Ecoinvents LCI om at 100 % af energien skulle komme fra elektricitet er ikke
begrundet i hverken Davis & Haglund (1999), Kongshaug (1997) eller i Nemecek & Kägi (2007).
Flere BAT-dokumenter beskriver anvendelse af både elektricitet, damp og brændstof i produktionen
af fosfatgødning (European Commission 2007, s. 390). Pga. manglende beskrivelse af de i BATdokumenterne
angivne værdier er de dog ikke brugbare til en sammenligning med LCI’erne.
Mht. til sammensætningen af elektricitet er det sandsynligt, at antagelsen i EASEWASTE LCI'en om
brug af tysk mix af elektricitet er forkert, da gødningen ikke nødvendigvis produceres i Tyskland.
Det er tydeligt, at der er meget store usikkerheder forbundet med estimaterne for energi i begge
LCI'er. Derfor bør der ved anvendelse af LCI'erne gøres opmærksom på de usikkerheder, der er
forbundet med ikke-toksiske kategorier - særligt med global opvarmning som følge af usikkerheder
elektricitetsforbruget.
Det har altså ikke været muligt at vurdere hvilken LCI, der bedst beskriver energiforbruget i
processen. Det har heller ikke været muligt at vurdere energisammensætningens indflydelse på
resultatet af miljøpåvirkningsvurderingen.
9.6.3 Vurdering af pålidelighed af toksiske kategorier og af ressourceforbrug i de
kortlagte livscyklusser
9.6.3.1 Vurdering af toksiske kategorier
Der er generelt stor usikkerhed på vurderingen af de toksiske kategorier ved brug af UMIP
metoden, da der ikke kan siges at være forskel på to emissioner, hvis der er under en faktor 1000 til
forskel mellem dem (Jensen 2012). De emissioner, der giver udslag i de toksiske kategorier, kan dog
godt vurderes overordnet.
I EASEWASTE LCI’en er det, primært emissioner, der stammer fra urenheder, der giver udslag i de
toksiske kategorier. Værdierne bygger på meget gamle undersøgelser (BUWAL 1991, French
Ministry for Agriculture 1994 cf: Audsley 1997). Det har ikke været muligt at finde disse
undersøgelser, men det kan ikke formodes, at de repræsenterer danske forhold. Derudover er der i
de seneste år sket en stigning i koncentrationen af urenheder i handelsgødning solgt i Danmark,
270 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

hvilket vi sandsynligvis også vil opleve i fremtiden. Det skyldes, at vi ikke længere er sikret gødning
fra de renere depoter i Norden, men i højere grad vil være afhængig af mineralske fosforkilder
indeholdende en større mængde urenheder (Cleemann 2012). Derfor kan estimaterne for
indholdet af urenheder i fosforgødning fra EASEWASTE LCI’en ikke siges at være repræsentative
for danske forhold i dag. Det er altså ikke sandsynligt, at værdierne anvendt i LCI’en er
repræsentative for indholdet af urenheder anvendt i dansk gødning i dag, og dermed må der
formodes at være stor usikkerhed omkring de toksiske kategorier i EASEWASTE’s LCI.
Det har ikke i dette projekt været muligt at vurdere usikkerheden på de toksiske kategorier i
Ecoinvents LCI.
9.6.4 Vurdering af dokumentationsniveau
På trods af mangler vurderes Ecoinvents LCI at være bedst dokumenteret. Et stort plus for
EcoInvents LCI’er er også at deres dokumentationsrapporter opdateres jævnligt.
9.7 Konklusion
Formålet med dette notat er, at danne baggrund for en beslutning om hvilken livscyklusopgørelse
(LCI) for udvinding, produktion og brug af fosforhandelsgødning, der bør anvendes i forbindelse
med livscyklusvurderinger (LCA’er), hvori der sker en substituering af fosforhandelsgødning.
I notatet sammenlignes EASEWASTEs LCI ”Average P fertilizer Europe” med EcoInvents LCI
”RER: SSP at regional storehouse aggr”.
I vurderingen af hvilken LCI, der bør benyttes til substitution af handelsgødning, lægges der vægt
på følgende 3 aspekter; Validiteten af estimater, der knytter sig til overordnede antagelser for
LCI'erne, og for LCI'ernes systemgrænser, validiteten af estimater, der knytter sig til den kortlagte
livscyklus for de to LCI'er samt dokumentationsniveauet for LCI’erne.
Pga. et lavt dokumentationsniveau i begge LCI’er er det ikke muligt at afgøre hvilken LCI, der
beskriver danske forhold bedst mht. overordnede valg og antagelser. Dog bemærkes det, at
Ecoinvents LCI ikke medtager emissioner forbundet med usikkerheder i handelsgødningen, og
estimater herfor bør derfor tilføjes ved brug af LCI’en. Desuden bemærkes det, at alle de
eksisterende LCI’er anvender data fra Vesteuropæiske velfungerende produktionsanlæg, hvilket kan
give anledning til for lave miljøpåvirkninger fra handelsgødningsproduktionen i forhold til
virkeligheden. Endvidere indgår emissioner fra selve brydningen af råsfosfat ikke.
I vurderingen af pålideligheden af estimater forbundet med kortlægningen af selve livscyklussen for
de to LCI’er, er der lagt størst vægt på de ikke-toksiske UMIP kategorier, pga. usikkerheder i de
toksiske kategorier og ressourcebestemmelsen.
I de ikke toksiske kategorier er langt den største miljøpåvirkning forårsaget af udledningen af fosfor
til ferskvand. Denne emission er ca. 14 gange højere i EASEWASTE end i Ecoinvents LCI. Udfra en
sammenligning med eksisterende anlæg vurderes det, at Ecoinvents LCI bedst beskriver denne
emission.
Alle andre vigtige emissioner er mellem 3-16 gange højere i Ecoinvents LCI end i EASEWASTEs
LCI, pga. et højere elektricitetsforbrug i Ecoinvents LCI.
De toksiske kategorier er forbundet med stor usikkerhed, hvilket gør en sammenligning af de LCI’er
på det punkt meningsløs.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
271

9.8 Referencer
Audsley, E., Albers S., Clift, R., Cowell, S. Crettaz, P., Gaillard, G., Hausheer, J., Jolliet, O., Kleijn,
R., Mortensen, B., Pearce D., Roger, E, Teulon, H., Weidema, B & Zeits, H.v. (1997): Harmonization
of environmental life cycle assessment for agriculture. AIR3-Ct94-2028, Community Research and
Technological Delevopment Programme in the field of "Agriculture and Agro -Industri, including
Fisheries" AIR 3, Europeann Commission DG VI Agriculture
Austrian FEA (2002). "State-of-the-Art Production of Fertilisers", M-105.
BUWAL (1991): Schermetalle und Fluor in Mineraldüngern, Schriftenreihe Umwelt 162
European Commission (2007): Reference Document on Best Available Techniques for the
Manufacture of Large Volume Inorganic Chemicals - Ammonia, Acids and Fertilisers. European
Commision. August 2007. http://ftp.jrc.es/eippcb/doc/lvic_bref_0907.pdf
French Ministry for Agriculture (1994): Sous-direction de la protection des végétaux; Commission
d’étude de la toxicité.
Cleemann, M. (2012): Personlig meddelelse, Specialkonsulent NaturErhvervsstyrelsen,
Miljøerhverv (tidl. Plantedirektoratet), mcl@naturerhverv.dk
Davis J & Haglund C. 1999. Life Cycle Inventory (LCI) of fertiliser production – fertilisers used in
Sweden and western Europe. SIK-Report 654. SIK, The Swedish Institute for food and
Biotechnology, Göteborg. ISBN 91-7290-196-9
Ecoinvent (2012a): Organisation, [online]. Ecoinvents hjemmeside. [citeret 14. Juni 2012].
Tilgængelig på Internet:
Ecoinvent (2012b): http://www.ecoinvent.org/news/newsdetails/view/ecoinvent-v3-release-datefixed/
EFMA 1995: European Fertilizer Manufacturers’ Association (1995): Best Available Techniques
(BAT) for Pollution Prevention and Control in the European Fertilizer Industry. BAT Sheets Nr. 1-8.
Ave. E Van Nieuwenhuyse 4, B-1160 Brussels, Belgium
European Commission (2007): Reference Document on Best Available Techniques for the
Manufacture of Large Volume Inorganic Chemicals - Ammonia, Acids and Fertilisers. European
Commision. August 2007.http://ftp.jrc.es/eippcb/doc/lvic_bref_0907.pdf
Frischknecht, R., N. Jungbluth, H. Althaus, G. Doka, R. Dones, T. Heck, S. Hellweg, R. Hischier, T.
Nemecek, G. Rebitzer & M. Spielmann (2005): The ecoinvent database: Overwiev and
Methodological Framework, Int J LCA, 10 (1) 3 – 9 (2005), OnlinePublication: October 22nd, 2004
Hansen, T. L., G. S. Bhander & T. H. Christensen (2006): Life cycle modelling of environmental
impacts of application of processed organic municipal solid waste on agricultural land
(EASEWASTE), Waste Management and Research, 2006: 24: 153 - 166, ISWA
Hydro Agri (1998): Miljørapport. Official Environmental Report. Hydro Agri AB, Box 908, 73129
Köping
272 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

IFA (UNEP) (1998): (International Fertilizer Industry Association, United Nations Environment
Programme), "Technical report Nr. 26”. International Fertilizer Industry Association, United
Nations Environment Programme (ifa ,UNEP), Paris / France, 1998"
Jensen, M. B. (2012): Personlig kommunikation. Videnskabelig Assistent, Institut for Vand og
Miljøteknologi, Residual Resources Engineering (RRE) - DTU Environment, Danmarks Tekniske
Universitet, kontakt: mrbj@env.dtu.dk
Jensen, L. S. & S. Husted (2009): Applied Plant Nutrition. Afdeling for jordbrug og økologi, Det
biovidenskabelige fakultet (LIFE), Københavns Universitet. Kontakt: lsj@life.ku.dk
Kongshaug, G. (1998): Energy Consumption and Greenhouse Gas Emissions in Fertilizer
Production. Hydro Agri Europ, Norway. EFMA Seminar on EU Legislation and the Legislation
Process in the EU relative to Fertilizer, Prague, October 19-21, 1998, 18p.
Nemecek & Kägi (2007): Life Cycle Inventories of Swizz and European agricultural systems.
Ecoinvent report nr. 1 fb5
Patyk (1996): International Conference on Application of life cycle assessment in agriculture, food
and non-food agro industry and forestry: Achievements and Prospects. IFEU-Institut für Energieund
Umveltforschung Heidelberg; Wilkenstrasse 3, 69120 Heidelberg, Germany
Patyk, A., Reinhardt, G.A. (1997): Düngemittel – Energie und Stoffstrombilanzen. Vieweg Verlag,
Braunschweig Wiesbaden.
Plantedirektoratet (2010): Danmarks salg af handelsgødning 2009/2010. Ministeriet for Landbrug,
fødevarer og fiskeri, Kgs. Lyngby
Stoumann, L. (2012): Personlig medelelse. Professor MSO. Institut for Jordbrug og Økologi/Planteog
Jordvidenskab . LIFE. Kontakt: lsj@life.ku.dk
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
273

Bilag 10
Sammenligninger mellem
anvendelse af organiske
gødninger
10.1 Formål
Dette bilag beskriver kort en sammenligning af anvendelse af hhv. afgasset kildesorteret organisk
husholdningsaffald (biogasfællesanlæg), efterkomposteret afgasset kildesorteret organisk
dagrenovation (AIKAN anlæg) og ubehandlet svinegylle. Anvendelse af disse tre organiske
gødninger er alle sammenholdt med anvendelse af handelsgødning. Sammenligningen er ikke en
konsekvens-LCA sammenligning (da gylle ikke reelt vil blive fortrængt af organisk dagrenovation),
men snarere en illustration af forskelle og ligheder ved anvendelse af forskellige gødninger.
10.2 Forudsætninger og modelleringer
Sammenligningen bygger på modelleringer i landbrugsmodellen DAISY, som omhandler kvælstofog
kulstofkredsløb på landbrugsjord (Bruun et al, 2003 og Abrahamsen et al, 2000). Der er i
modelleringerne anvendt jordtype ler (JB7, Claey loam), da plantebrug er udbredt på lerede jorde,
mens der er mere kvægbrug på sandede jorde. Der er anvendt sædskiftet byg, vinterbyg,
vinterhvede, sukkerroe, byg, vinterhvede, rajgræs, som er almindeligt forekommende for
plantebrug i Danmark, mens klima repræsenterer Sjælland. Jordtypen er den mest afgørende af de
tre faktorer for effekterne belyst i de her gennemførte beregninger.
I referencescenariet er modelleret 100 års landbrugsdrift ved anvendelse af handelsgødning. For de
organiske gødninger er der modelleret 1 års tilførsel af organisk gødning og herefter 99 års
anvendelse af handelsgødning. Herefter er effekten af referencescenariet (kun handelsgødning)
trukket fra og forskellen mellem scenarierne viser effekten af det ene års tilførsel af organisk
gødning.
Det er nødvendigt at modellere en længere tidsperiode, da de organiske gødninger har effekter, der
rækker langt ud over det ene år, hvor de tilføres. Dette gælder både næringsstoffer (frigives over en
længere tidsperiode til både planter og udvaskning) og kulstof. Det er valgt kun at tilføre organiske
gødninger et enkelt år for at være sikker på at dække den fulde effekt af gødningen og kunne
relatere tilbage til den mængde gødning, der er tilført marken. Hvis man modellerede tilførsel af
organiske gødninger hvert år, ville der være noget af dette, der ikke er omsat efter de 100 år, som
modelleringen dækker og der vil ikke på samme måde kunne laves en dækkende massebalance for
processerne.
274 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

De tilførte mængder er udregnet som maksimum ifølge Slambekendtgørelsen, dvs. 170 kg. N/ha fra
affald (idet tilførsel af biologisk behandlet organisk dagrenovation rammer bekendtgørelsens
grænse for den maksimale N-tilførsel før grænsen for den maksimale tilførsel af Pog tørstof). Resten
af N-normen er opfyldt med handelsgødning. Parameteriseringen af Komposteret
husholdningsaffald og Afgasset husholdningsaffald stammer fra Bruun et al. (2006), mens
Svinegylle stammer fra DAISY.
Der er beregnet to scenarier:
A: Tilførsel ifølge nuværende lovkrav til substitution af handelsgødning med affalds N . Tilførsel af
N medregnes i gødningsregnskabet ud fra de gældende udnyttelsesprocenter fra
Plantedirektoratet (Plantedirektoratet, 2011). Der suppleres op til gødningsnormerne med
handelsgødning (N og P). Her tilføres altså totalt mere N end ved anvendelse udelukkende af
handelsgødning.
B: Anvendelse af samme udnyttelsesprocenter for gylle som for de øvrige organiske gødninger (hhv.
20 og 40 %). Dette er gjort for at illustrere effekten af disse udnyttelsesprocenter.
Ud over DAISY modelleringerne er beregnet tilførsel af tungmetaller til landbrugsjorden ved
anvendelse af de forskellige gødninger. Dette er gjort på baggrund af sammensætningen af de
forskellige gødninger (organiske såvel som handelsgødning) og de tilførte mængder.
Sammensætningen af den biologisk behandlede organiske dagrenovation er baseret på
EASEWASTE beregningerne fra projektet, mens sammensætningen af gylle er baseret på DMU
(2003). Tungmetalindholdet i handelsgødning (N og P) er baseret på data fra EASEWASTE.
Nedenstående tabeller viser input til forudsætninger for modelleringerne.
Tabel 93 Tilført tørstofmængde fra de organiske gødninger (affald eller gylle) i kg tørstof/ha for de forskellige
organiske gødninger
Tilført TS mængde med affald (kg/ha)
Komposteret dagrenovation 8.950
Afgasset dagrenovation 1.710
Ubehandlet svinegylle 1.890
Tabel 94 Tilført mængde kvælstof med de organiske gødninger (affald eller gylle) i kg/ha. Desuden angives
substitutionsprocenten for de enkelte gødninger og hvor meget ekstra kvælstof, der tilføres i de enkelte scenarier i
forhold til anvendelse af ren handelsgødning.
Scenarie A
N tilført med organisk
gødning (kg/ha)
N substitution
N tilført mere end N min. (kg/ha)
Komposteret dagrenovation 170 20 % 136
Afgasset dagrenovation 170 40 % 102
Ubehandlet svinegylle 170 75 % 43
Scenarie B
Ubehandlet svinegylle 170 20 % 136
Ubehandlet svinegylle 170 40 % 102
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
275

Tabel 95
Substitution af handelsgødning (N og P) i de enkelte scenarier (kg/ha)
Handels N substitueret
(kg/ha)
Handels P substitueret*
(kg/ha)
Scenarie A
Komposteret dagrenovation 34 76
Afgasset dagrenovation 68 15
Ubehandlet svinegylle 128 36
Scenarie B
Ubehandlet svinegylle 34 36
Ubehandlet svinegylle 68 36
*) Antages 100 % af P i affaldet substituerer handelsgødning
10.3 Resultater
Modelleringerne medfører en beregning af forskellen på de "rene" handelsgødningsscenarier og
scenarierne med tilførsel af organisk gødning for hhv. binding af kulstof i jorden (efter 100 år) samt
emissioner af lattergas (luftemission), ammoniak (luftemission) og nitrat til hhv. dræn og
grundvand. Disse parametre er omregnet til bidrag til forskellene i drivhuseffekt, forsuring og
næringssaltbelastning for én hektar landbrugsjord.
Tabel 96 Resultater for drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning. Resultaterne viser forskellen ved 1 års
tilførsel af organiske gødninger sammenlignet med anvendelse af ren handelsgødning (positivt tal viser en øget effekt
ved anvendelse af organiske gødning).
Scenarie A
Drivhuseffekt,
kg CO2-ækv./ha
Forsuring,
kg SO2-ækv./ha
Næringssaltbelastning,
kg NO3-ækv./ha
Komposteret dagrenovation 1.010 6 164
Afgasset dagrenovation 1.121 29 246
Ubehandlet svinegylle 897 44 105
Scenarie B
Ubehandlet svinegylle, 20 % 1.370 44 328
Ubehandlet svinegylle, 40 % 1.194 44 242
Resultaterne viser, at der ikke er stor forskel på drivhuseffekten ved anvendelse af de forskellige
organiske gødninger. I alle tilfælde medfører anvendelsen af de organiske gødninger et øget bidrag
til drivhuseffekten på ca. 1 ton CO2/ha sammenlignet med at anvende handelsgødning. Dette ekstra
bidrag til drivhuseffekten skyldes dels emissioner af lattergas, dels en besparelse i forhold til
drivhuseffekten pga. lagring af kulstof i jord. Samlet set er der dog tale om en øget påvirkning. Ved
ændret udnyttelsesprocent for svinegylle øges lattergasemissionenen lidt, hvilket øger det totale
bidrag til drivhuseffekten, mens bindingen af kulstof i jorden er uændret.
Bidragene til forsuring skyldes emissioner (afdampning) af ammoniak. Disse er lavest for kompost
og højest for gylle (6-44 kg/ha højere end ved anvendelse af handelsgødning). Denne emission
ændres ikke ved ændret udnyttelsesprocent for gylle.
276 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Næringssaltbelastningen ligger 100-205 kg NO3-ækv. højere per hektar ved anvendelse af organiske
gødninger end ved anvendelse af handelsgødning. Næringssaltbelastningen skyldes primært NO3-
udvaskning til vand (og i mindre grad ammoniakafdampning til luft) og denne udvaskning bliver
højere, når der totalt set tilføres mere kvælstof. Udvaskningen er dog også afhængig af hvilken form
kvælstoffet er på i den organiske gødning. Da en større del af kvælstoffet i kompost er på organisk
form end i afgasset dagrenovation og gylle, er udvaskningen mindst fra kompost, selvom der samlet
set tilføres mest kvælstof. Udvaskningen er størst for afgasset dagrenovation og mindst for gylle.
Forholdet mellem udvaskningen fra gylle og afgasset dagrenovation skyldes dog primært
udnyttelsesprocenterne, hvilket fremgår af scenarie B, hvor anvendelse af en udnyttelsesprocent på
40 % for svinegylle medfører nogenlunde samme udvaskning som for afgasset dagrenovation.
For hvert scenarie opgøres forskellen på tilførsel af miljøfremmede stoffer til landbrugsjorden for de
forskellige organiske gødninger sammenlignet med udelukkende anvendelse af handelsgødning (se
Tabel 97. Det er valgt kun at vise værdierne for tungmetallerne nævnt i Slambekendtgørelsen Det
har ikke været muligt at sammenligne for alle tungmetaller for alle tre organiske gødninger, fordi
DMU (2003) kun indeholder data for 4 af tungmetallerne i Slambekendtgørelsen. Tabellen viser, at
anvendelse af organiske gødninger for de fleste tungmetaller medfører en øget tilførsel af
tungmetaller til landbrugsjorden (positive værdier) i forhold til anvendelse af handelsgødning. For
cadmium og nikkel er ses dog en mindre tilførsel (negativ værdi), hvilket skyldes et relativt højt
indhold af disse metaller i P-handelsgødning.
Sammenlignes komposteret og bioforgasset dagrenovation ses, at der generelt tilføres de højeste
koncentrationer med komposten. Tungmetalindholdet i det behandlede affald er det samme, men
pga. behandling og tilførsel til landbrugsjord tilføres væsentligt mere tungmetal med komposten
end med det afgassede affald. Dette skyldes dels, at nedbrydningsgraden er højest for Aikan
teknologien, der indeholder både bioforgasning og kompostering. Da nedbrydningen af tørstoffet i
affaldet ved denne teknologi er ca. dobbelt så høj som ved ren bioforgasning, sker der en
opkoncentrering af tungmetallerne, når de regnes på tørstofbasis. Pga. denne faktor opkoncentreres
tungmetallerne med en faktor 2. Derudover tilføres 4 gange så store mængder tørstof med
komposten end med det afgassede affald. Det betyder, at der samlet set tilføres 8 gange så store
mængder tungmetaller med kompostern (fra Aikan) end med det afgassede affald, selvom der er
taget udgangspunkt i det samme affald..
Sammenlignes med anvendelse af gylle ligger tilførslen af kobber og zink på niveau med kompost,
men væsentligt over tilførslen ved anvendelse af afgasset husholdningsaffald. Tilførslen af cadmium
og nikkel ligger på niveau med afgasset husholdningsaffald (men giver samlet set en sparet tilførsel
pga. reduceret tilførsel af P-handelsgødning).
Tabel 97 Resultater for total tungmetaltilførsel (kg/ha) med de forskellige organiske gødninger.
Resultaterne viser forskellen ved 1 års tilførsel af organiske gødninger sammenlignet med anvendelse af ren
handelsgødning (positivt tal viser en øget effekt ved anvendelse af organiske gødning).
Tilført total
Komposteret
husholdningsaffald
Afgasset
husholdningsaffald
Svinegylle
kg/ha
Cd -0,0053 -0,0013 -0,0034
Cr 0,16 0,02
Cu 0,47 0,05 0,49
Hg 0,0016 0,0002
Ni -0,03 -0,01 -0,04
Pb 0,11 0,01
Zn 1,4 0,1 1,8
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
277

Der er ikke beregnet tilførsel af tungmetaller til landbrugsjord ved ændret udnyttelsesprocent for
gylle, da dette kun ændrer på tilførslen af N-handelsgødning, som har relativt lave koncentrationer
af tungmetaller. Resultaterne vil dermed ikke adskille sig væsentligt fra ovenstående tabel.
10.4 Referencer
Abrahamsen, Per & Hansen, Søren (2000): Daisy: an open soil-crop-atmosphere system model.
Environmental Modelling & Software 15 (2000) 313-330.
Bruun, Sander, Christensen, Bent T., Hansen, Elly, M., Magid, Jakob & Jensen, Lars S. (2003):
Calibration and validation of the soil organic matter dynamics of the Daisy model with data from
the Askov long-term experiments. Soil Biology & Biochemistry 35 (2003) 67-76.
Bruun, Sander, Hansen, Trine Lund, Christensen, Thomas H., Magid, Jakob & Jensen, Lars S.
(2006): Application of processed organic municipal solid waste on agricultural land - a scenario
analysis. Environmental Modeling and Assessment (2006) 11: 251-265.
DMU(2003): Undersøgelse af miljøfremmede stoffer i gylle, faglig rapport fra DMU nr. 430, 2003.
Plantedirektoratet (2011): Vejledning om gødsknings- og harmoniregler. Planperioden 1. august
2011 til 31. juli 2012. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri, Plantedirektoratet juli 2011.
278 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 11
Økonomiske resultater
11.1 Blandet opland
Af nedenstående tabel fremgår en detaljeret opgørelse af enhedsomkostningerne for det blandede
opland.
Tabel 98 Enhedsomkostninger for det blandede opland, kr/ton (faktorpriser)
Bla n dede 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
In dsa m lin g
Ka pita l og v edlig eh old 61 1 08 1 08 58 2 5 3 2 5 3 58 2 3 5 1 3 9 1 3 9 1 3 9 1 3 9 1 2 2
Tøm n in g som kostn in g er 7 5 6 648 648 4 8 7 7 6 5 7 6 5 4 8 7 7 3 2 6 8 2 6 8 2 6 8 2 6 8 2 649
Poseom kostn in g 1 6 2 115 115 1 8 5 115 115 1 8 5 115 115 115 115 115 115
Tr a n spor t efter in dsa m lin g 18 25 25 19 25 25 19 19 28 28 26 26 21
In for m a tion sin dsa ts 67 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74
Sort erin g
Ka pita lom kostn in g er 7 11 11 1 6 9 13 13 1 7 8 13 47 47 24 24 24
Dr iftom kostn in g er 11 16 16 118 19 19 1 2 8 19 62 62 38 38 38
Tr a n spor tom kostn in g er 15 22 22 21 28 28 27 28 32 32 27 27 27
In dtæ g ter fr a sa lg a f r å v a r er -1 03 -1 5 3 -1 5 3 -1 4 5 -1 9 8 -1 9 8 -1 8 7 -1 9 8 -3 06 -3 06 -2 4 0 -2 4 0 -2 4 0
Biobeh a n dlin g
Ka pita lom kostn in g er 0 76 52 72 76 52 72 0 76 52 76 52 0
Biobeh a n dlin g , dr ift 0 62 48 59 62 48 59 0 62 48 62 48 0
In dtæ g ter fr a sa lg a f en er g i 0 -4 7 -4 6 -4 5 -4 7 -4 6 -4 5 0 -4 7 -4 6 -4 7 -4 6 0
In dtæ g ter fr a sa lg a f kom post0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Forbræ n din g
Ka pita lom kostn in g er 4 7 1 3 1 4 331 3 2 7 2 6 9 2 8 7 2 8 5 3 7 0 2 4 0 2 5 7 2 7 6 2 9 3 3 7 7
Dr iftom kostn in g er 1 6 6 1 05 113 110 94 1 01 99 1 4 1 85 93 95 1 03 1 4 2
In dtæ g ter fr a sa lg a f en er g i-4 3 5 -3 07 -3 1 9 -3 2 0 -2 5 7 -2 6 8 -2 7 3 -3 1 8 -2 2 4 -2 3 6 -2 6 4 -2 7 6 -3 2 6
In dtæ g ter fr a sa lg a f sla g g er -2og 2 m eta-2 l 2 -2 2 -2 2 -1 0 -1 0 -1 1 -1 0 -4 -4 -1 1 -1 1 -1 1
T ot a l u den a fgift er 1 .1 7 3 1 .04 7 1 .02 4 1 .1 6 7 1 .2 8 3 1 .2 6 0 1 .1 5 6 1 .2 2 1 1 .06 2 1 .03 9 1 .07 4 1 .05 1 1 .01 2
Ska ttefor v r idn in g 0 11 12 5 0 1 6 0 12 13 11 12 10
Opskr iv n in g m ed NA F 4 1 1 3 7 0 3 6 3 4 1 0 449 441 4 07 4 2 7 3 7 6 3 6 8 3 8 0 3 7 2 3 5 8
Ekster n a liteter -3 02 -3 4 4 -3 5 0 -3 3 3 -4 07 -4 1 2 -3 9 0 -4 07 -4 2 6 -4 3 1 -4 05 -4 1 0 -4 09
V elfæ rdsøkonom isk t ot a1 l.2 8 2 1 .08 5 1 .04 9 1 .2 4 9 1 .3 2 5 1 .2 9 0 1 .1 8 0 1 .2 4 1 1 .02 4 9 8 9 1 .06 0 1 .02 5 9 7 1
11.1.1 Følsomhedsanalyser
Tabellerne nedenfor indeholder mere detaljerede resultater for de gennemførte
følsomhedsanalyser, end de resultater, der fremgår af hovedrapporten.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
279

Tabel 99: Velfærdsøkonomiske omkostninger (kr./ton) for blandede boligtyper (150.000 enfamilieboliger og 100.000
etageboliger).
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse 1.282 1.085 1.049 1.249 1.325 1.290 1.180 1.241 1.024 989 1.060 1.025 971
Basis 26 981 1.069 1.034 1.234 1.310 1.275 1.164 1.226 1.009 974 1.045 1.010 956
Kildesortering 1.282 1.083 1.052 1.249 1.320 1.289 1.175 1.237 1.022 990 1.043 1.011 955
2 x 2-kammer 1.282 1.085 1.049 1.249 1.230 1.195 1.180 1.145 1.024 989 1.060 1.025 971
4-kammer 8. uge1.282 1.085 1.049 1.249 1.162 1.127 1.180 1.078 1.024 989 1.060 1.025 971
Vægt / energi 1.465 1.169 1.151 1.337 1.416 1.398 1.273 1.444 1.115 1.098 1.149 1.131 1.173
Små anlæg 1.282 1.108 1.049 1.272 1.349 1.290 1.202 1.241 1.091 1.032 1.117 1.058 1.004
Virkningsgrader 1.241 1.055 1.019 1.219 1.300 1.264 1.153 1.210 1.002 966 1.034 998 940
Biogasudbytte 1.282 1.077 1.046 1.242 1.318 1.287 1.173 1.241 1.017 985 1.053 1.022 971
Gas til net 1.282 1.084 1.049 1.249 1.325 1.290 1.179 1.241 1.023 988 1.059 1.024 971
CO2 værdi 975 752 707 927 957 913 826 865 653 609 698 654 598
Høje salgspriser 1.143 881 846 1.056 1.096 1.061 962 1.012 705 670 796 761 707
Lave salgspriser 1.351 1.186 1.151 1.346 1.440 1.405 1.288 1.355 1.183 1.148 1.192 1.157 1.103
Høje energipriser1.135 975 937 1.136 1.232 1.194 1.082 1.132 941 903 965 926 859
Lave energipriser1.399 1.183 1.151 1.350 1.411 1.378 1.268 1.328 1.101 1.069 1.147 1.115 1.060
Resurseknaphed 997 772 733 943 1.003 965 864 903 622 584 700 662 595
Lav forrentning 1.181 994 960 1.133 1.229 1.195 1.070 1.142 938 903 972 937 879
Tabel 100 Følsomhedsanalyser, velfærdsøkonomisk ændring i forhold til Scenarie
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse 0% -15% -18% -3% 3% 1% -8% -3% -20% -23% -17% -20% -24%
Basis 26 0% 9% 5% 26% 34% 30% 19% 25% 3% -1% 7% 3% -3%
Kildesortering 0% -15% -18% -3% 3% 1% -8% -4% -20% -23% -19% -21% -26%
2 x 2-kammer 0% -15% -18% -3% -4% -7% -8% -11% -20% -23% -17% -20% -24%
4-kammer 8. uge 0% -15% -18% -3% -9% -12% -8% -16% -20% -23% -17% -20% -24%
Vægt / energi 0% -20% -21% -9% -3% -5% -13% -1% -24% -25% -22% -23% -20%
Små anlæg 0% -14% -18% -1% 5% 1% -6% -3% -15% -19% -13% -17% -22%
Virkningsgrader 0% -15% -18% -2% 5% 2% -7% -2% -19% -22% -17% -20% -24%
Biogasudbytte 0% -16% -18% -3% 3% 0% -9% -3% -21% -23% -18% -20% -24%
Gas til net 0% -15% -18% -3% 3% 1% -8% -3% -20% -23% -17% -20% -24%
CO2 værdi 0% -23% -27% -5% -2% -6% -15% -11% -33% -38% -28% -33% -39%
Høje salgspriser 0% -23% -26% -8% -4% -7% -16% -11% -38% -41% -30% -33% -38%
Lave salgspriser 0% -12% -15% 0% 7% 4% -5% 0% -12% -15% -12% -14% -18%
Høje energipriser 0% -14% -17% 0% 9% 5% -5% 0% -17% -20% -15% -18% -24%
Lave energipriser 0% -15% -18% -4% 1% -1% -9% -5% -21% -24% -18% -20% -24%
Resurseknaphed 0% -23% -26% -5% 1% -3% -13% -9% -38% -41% -30% -34% -40%
Lav forrentning 0% -16% -19% -4% 4% 1% -9% -3% -21% -24% -18% -21% -26%
Tabel 101 Følsomhedsanalyser, velfærdsøkonomisk ændring i forhold til Hovedantagelser
1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Hovedantagelse 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0%
Basis 26 -24% -1% -1% -1% -1% -1% -1% -1% -1% -2% -1% -1% -2%
Kildesortering 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% -2% -1% -2%
2 x 2-kammer 0% 0% 0% 0% -7% -7% 0% -8% 0% 0% 0% 0% 0%
4-kammer 8. uge 0% 0% 0% 0% -12% -13% 0% -13% 0% 0% 0% 0% 0%
Vægt / energi 14% 8% 10% 7% 7% 8% 8% 16% 9% 11% 8% 10% 21%
Små anlæg 0% 2% 0% 2% 2% 0% 2% 0% 7% 4% 5% 3% 3%
Virkningsgrader -3% -3% -3% -2% -2% -2% -2% -2% -2% -2% -2% -3% -3%
Biogasudbytte 0% -1% 0% -1% -1% 0% -1% 0% -1% 0% -1% 0% 0%
Gas til net 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0%
CO2 værdi -24% -31% -33% -26% -28% -29% -30% -30% -36% -38% -34% -36% -38%
Høje salgspriser -11% -19% -19% -15% -17% -18% -18% -18% -31% -32% -25% -26% -27%
Lave salgspriser 5% 9% 10% 8% 9% 9% 9% 9% 16% 16% 12% 13% 14%
Høje energipriser -11% -10% -11% -9% -7% -7% -8% -9% -8% -9% -9% -10% -12%
Lave energipriser 9% 9% 10% 8% 6% 7% 8% 7% 8% 8% 8% 9% 9%
Resurseknaphed -22% -29% -30% -25% -24% -25% -27% -27% -39% -41% -34% -35% -39%
Lav forrentning -8% -8% -9% -9% -7% -7% -9% -8% -8% -9% -8% -9% -9%
280 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

11.2 Enfamilieboliger
De detaljerede enhedsomkostninger for enfamilieboliger fremgår af nedenstående tabel.
Tabel 102 Enhedsomkostninger for enfamilieboliger, kr/ton, faktorpriser
En fa m ilie 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Indsa m ling
Ka pita l og v edlig eh old 65 1 3 4 1 3 4 64 3 4 9 3 4 9 64 3 2 3 1 7 2 1 7 2 1 7 2 1 7 2 1 4 6
Tøm n in g som kostn in g er 9 7 6 7 9 5 7 9 5 555 9 7 6 9 7 6 555 940 8 4 9 8 4 9 8 4 9 8 4 9 8 1 3
Poseom kostn in g 1 5 2 1 08 1 08 1 7 3 1 08 1 08 1 7 3 1 08 1 08 1 08 1 08 1 08 1 08
Tr a n spor t efter in dsa m lin g 18 26 26 19 26 26 19 19 29 29 27 27 21
In for m a tion sin dsa ts 67 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74
Sort ering
Ka pita lom kostn in g er 7 11 11 1 6 9 13 13 1 7 8 13 43 43 25 25 25
Dr iftom kostn in g er 10 16 16 118 20 20 1 2 8 20 57 57 40 40 40
Tr a n spor tom kostn in g er 15 23 23 21 29 29 28 29 32 32 28 28 28
In dtæ g ter fr a sa lg a f r å v a r er -1 01 -1 5 8 -1 5 8 -1 5 0 -2 05 -2 05 -1 9 5 -2 05 -3 09 -3 09 -2 5 4 -2 5 4 -2 5 4
Biobeh a ndling
Ka pita lom kostn in g er 0 89 61 84 89 61 84 0 89 61 89 61 0
Biobeh a n dlin g , dr ift 0 73 57 70 73 57 70 0 73 57 73 57 0
In dtæ g ter fr a sa lg a f en er g i 0 -5 6 -5 4 -5 3 -5 6 -5 4 -5 3 0 -5 6 -5 4 -5 6 -5 4 0
In dtæ g ter fr a sa lg a f kom post0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Forbræ nding
Ka pita lom kostn in g er 463 2 8 0 3 00 2 9 5 2 3 2 2 5 2 2 4 9 3 5 1 2 1 2 2 3 2 2 3 8 2 5 9 3 5 7
Dr iftom kostn in g er 1 6 6 95 1 04 1 00 82 91 88 1 3 8 76 85 84 93 1 3 9
In dtæ g ter fr a sa lg a f en er g i-4 2 1 -2 7 3 -2 8 6 -2 8 7 -2 1 8 -2 3 1 -2 3 5 -2 9 0 -1 9 7 -2 1 1 -2 2 6 -2 3 9 -2 9 8
In dtæ g ter fr a sa lg a f sla g g er -2og 2 m eta-2 l 2 -2 2 -2 2 -9 -9 -1 0 -9 -3 -3 -1 0 -1 0 -1 0
T ot a l u den a fgift er 1 .3 9 4 1 .2 1 5 1 .1 8 8 1 .2 3 0 1 .5 8 2 1 .5 5 6 1 .2 1 8 1 .5 1 0 1 .2 4 9 1 .2 2 2 1 .2 6 3 1 .2 3 6 1 .1 9 0
Ska ttefor v r idn in g 0 6 5 5 7 6 6 2 7 7 7 6 2
Opskr iv n in g m ed NA F 4 8 8 4 2 7 4 1 8 4 3 2 556 5 4 7 4 2 8 5 2 9 440 4 3 0 444 4 3 5 4 1 7
Ekster n a liteter -3 02 -3 4 4 -3 4 9 -3 3 3 -4 06 -4 1 2 -3 8 9 -4 06 -4 2 6 -4 3 1 -4 04 -4 09 -4 09
V elfæ rdsøkonom isk t ot a1 l.5 7 9 1 .3 04 1 .2 6 3 1 .3 3 5 1 .7 3 9 1 .6 9 8 1 .2 6 3 1 .6 3 5 1 .2 6 9 1 .2 2 8 1 .3 09 1 .2 6 8 1 .2 01
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
281

11.3 Etageboliger
De detaljerede enhedsomkostninger for etageboliger fremgår af nedenstående tabel.
Tabel 103 Enhedsomkostninger for etageboliger, kr/ton, faktorpriser
Eta g e 1 2A 2F 2Z 3A 3F 3Z 4 5A 5F 6A 6F 7
Indsa m ling
Ka pita l og v edlig eh old 54 61 61 49 84 84 49 81 82 82 82 82 79
Tøm n in g som kostn in g er 3 6 9 3 8 9 3 8 9 3 6 6 3 9 4 3 9 4 3 6 6 3 6 5 3 8 8 3 8 8 3 8 8 3 8 8 3 5 9
Poseom kostn in g 1 7 9 1 2 8 1 2 8 2 04 1 2 8 1 2 8 2 04 1 2 8 1 2 8 1 2 8 1 2 8 1 2 8 1 2 8
Tr a n spor t efter in dsa m lin g 18 23 23 19 23 23 19 19 26 26 24 24 20
In for m a tion sin dsa ts 67 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74 74
Sort ering
Ka pita lom kostn in g er 8 10 10 1 6 8 12 12 1 7 8 12 54 54 21 21 21
Dr iftom kostn in g er 11 15 15 118 18 18 1 2 8 18 70 70 34 34 34
Tr a n spor tom kostn in g er 16 21 21 20 26 26 25 26 32 32 25 25 25
In dtæ g ter fr a sa lg a f r å v a r er -1 06 -1 4 4 -1 4 4 -1 3 6 -1 8 4 -1 8 4 -1 7 4 -1 8 4 -3 01 -3 01 -2 1 4 -2 1 4 -2 1 4
Biobeh a ndling
Ka pita lom kostn in g er 0 53 36 51 53 36 51 0 53 36 53 36 0
Biobeh a n dlin g , dr ift 0 44 33 42 44 33 42 0 44 33 44 33 0
In dtæ g ter fr a sa lg a f en er g i 0 -3 1 -3 1 -3 0 -3 1 -3 1 -3 0 0 -3 1 -3 1 -3 1 -3 1 0
In dtæ g ter fr a sa lg a f kom post0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Forbræ nding
Ka pita lom kostn in g er 4 8 5 3 7 4 3 8 7 3 8 5 336 3 4 9 3 5 0 4 05 2 8 9 3 02 3 4 2 3 5 5 4 1 0
Dr iftom kostn in g er 1 6 6 1 2 4 1 2 9 1 2 7 114 119 118 1 4 6 1 01 1 07 115 1 2 1 1 4 7
In dtæ g ter fr a sa lg a f en er g i-4 6 0 -3 6 7 -3 7 7 -3 7 9 -3 2 5 -3 3 4 -3 3 9 -3 6 8 -2 7 2 -2 8 1 -3 3 2 -3 4 1 -3 7 4
In dtæ g ter fr a sa lg a f sla g g er -2og 1 m eta-2 l 1 -2 1 -2 1 -1 1 -1 1 -1 2 -1 1 -4 -4 -1 2 -1 2 -1 2
T ot a l u den a fgift er 7 8 4 7 5 2 7 3 4 1 .05 6 7 5 4 7 3 7 1 .04 8 7 1 0 7 3 2 7 1 5 7 4 2 7 2 5 698
Ska ttefor v r idn in g 0 3 3 3 4 4 4 2 5 5 4 4 1
Opskr iv n in g m ed NA F 2 7 5 2 6 4 2 5 8 3 7 1 2 6 5 2 5 9 3 6 8 2 4 9 2 5 8 2 5 2 2 6 1 2 5 5 2 4 5
Ekster n a liteter -3 02 -3 4 5 -3 5 0 -3 3 3 -4 08 -4 1 3 -3 9 0 -4 07 -4 2 6 -4 3 1 -4 06 -4 1 1 -4 1 0
V elfæ rdsøkonom isk t ot a l7 5 7 6 7 4 645 1 .09 7 6 1 5 5 8 6 1 .02 9 554 5 6 9 5 4 0 6 01 5 7 2 5 3 5
282 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Bilag 12
Konsekvensskemaer
Tabel 104 Forklaring til konsekvensskema og henvisninger til yderligere uddybning
Alle affalds- og energimængder og emissioner
Beregnet ud med EASEWASTE metodik, se dennes
dokumentation. Værdisætning af miljøeffekter, se kapitel
7..2
Antal tømninger er beregnet ud fra antal husholdninger,
disses delinger af spande og tømningsfrekvens. Disse
fremgår af kapitel 3, men oer også opsummeret i
konsekvensskemaerne.
Alle beholderes omkostninger
Se kapitel 8.1. Alle omkostninger til spande er beregnet
som antal spande gange årlige omkostninger til kapital og
vedligehold plus antallet af tømninger gange
tømningsomkostningen
Al transport til behandling og genanvendelse inkl.
eksternaliteter
Se kapitel 8.2. Alle transportomkostninger er beregnet
som antal ton på den pågældende transportstrækning
gange en kr/ton omkostning for den pågældende
strækning og fraktion
Poseomkostninger
Se kapitel 2.2.3. Poseomkostningen er beregnet per
husstand
Informationsomkostning
Se kapitel 8.5. Informationsomkostningen er beregnet
per husstand
Alle behandlingsomkostninger til central sortering,
bioforgasning og forbrænding
Se kapitel 8.4. Alle omkostninger (på nær forbrænding)
er beregnet som antal ton gange en enhedsomkostning
for drift og kapital. For forbrænding vægtes også
anlæggets indfyring (GJ/år) ind i omkostningerne, se
kapitel 8.4
Indtægter fra materialesalg
Se kapitel 8.3. Indtægterne er beregnet som ton gange
kr/ton
Skatteforvridning og nettoafgiftsfaktor
Se kapitel 7.2. Skatteforvridning er beregnet som
skatteforvridningsfaktoren gange provenuændringen ifht
scenarie 1.
Afigiftssatser
Se kapitel 8.6
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
283

Tabel 105 Konsekvensskema for scenarie 1, blandede boliger
Scenarie 1 Enhed Mængde Enhedspris
Papirkuber (52 tømninger/år)
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Kapitalomkostninger Antal kuber 2.500 712 1.780.688
Vedligehold Antal kuber 2.500 220 550.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 130.000 100 13.000.000
Glaskuber (52 tømninger/år)
Kapitalomkostninger Antal kuber 1.250 777 971.284
Vedligehold Antal kuber 1.250 240 300.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 65.000 100 6.500.000
Papirspande, enfamilieboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0 0
Materialespande, enfamilieboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Rest- og biospande, enfamilieboliger (52 tømninger/år)
Kapitalomkostninger Antal spande 150.000 25 3.690.880
Vedligehold Antal spande 150.000 7,6 1.140.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 7.800.000 12,0 93.600.000
Papirspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Materiale spande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Papspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Plastspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Metalspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
284 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 1 Enhed Mængde Enhedspris
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Organisk spande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Rest spande, etageboliger (52 tømninger/år, 8 boliger/beholder)
Kapitalomkostninger Antal spande 12.346 117 1.438.940
Vedligehold Antal spande 12.346 36,0 444.444
Tømningsomkostninger Antal tømninger 641.975 23,0 14.765.432
Transport til behandling
Fra kuber til balletering ton/år 28.930 9,57 276.747
Fra kuber ej til balletering ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til optisk sortering ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til tør restsortering ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til materialesortering ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til biobehandling ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til forbrænding ton/år 140.098 19,60 2.746.526
Fra boliger til balletering ton/år 0 0,00 0
Øvrige
Poseomkostning husstande 250.000 109 27.300.000
Information husstande 250.000 45 11.250.000
Posesortering
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 0 0 0
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 0 0 0
Tør rest sortering
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 0 0 0
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 0 0 0
Materiale sortering
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 0 0 0
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 0 0 0
Balleanlæg til papir
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 22.489 55 1.230.053
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 22.489 80 1.799.983
Materialesalg
Papir ton/år 22.489 -800 -17.991.232
Pap ton/år 0 0 0
Plast ton/år 0 0 0
Metal (ekskl. slaggemetal) ton/år 0 0 0
Glas ton/år 6.441 100 644.112
Materialetransport
Papir ton/år 22.489 106 2.383.702
Pap ton/år 0 0 0
Plast ton/år 0 0 0
Metal (ekskl. slaggemetal) ton/år 0 0 0
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
285

Scenarie 1 Enhed Mængde Enhedspris
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Glas ton/år 6.441 28 182.267
Øvrig transport efter/mellem behandling
Pose til biobehandling ton/år 0 0,00 0
Pose til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Biobeh. til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Tør restsortering til forbrænding ton/år 0 0,00 0
PPM sortering til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Biobehandling
Investering, forsortering ton/år 0 0 0
Drift, forsortering ton/år 0 0 0
Investering, biobehandling ton/år 0 0 0
Driftsomkostninger, biobehandling ton/år 0 0 0
Indtægter, varmesalg GJ/år 0 0 0
Indtægter, elsalg MWh/år 0 0 0
Netto salg af kompost/slam ton/år 0 0 0
Forbrænding
Investering, masseafhængig ton/år 140.098 249 34.832.310
Drift, masseafhængig ton/år 140.098 173 24.302.212
Investering , energiafhængig GJ ind/år 1.259.015 36 44.718.147
Drift, energiafhængig GJ ind/år 1.259.015 2 2.266.292
Indtægter, varmesalg GJ varme/år 919.081 43 -39.395.862
Indtægter, elsalg MWh el/år 76.940 443 -34.122.657
Slaggebehandling ekskl. salg ton slagge 36.025 40 1.448.083
Salg af slagger og metal ton metal 3.344 -1.108 -3.704.147
Supplerende velfærdsøkonomi
Nettoafgiftsfaktor kr 35% 198.348.204 69.421.871
Skatteforvridning kr 20%
Emissioner
CO2 ton/år -142.317
- heraf kvotebelagt ton/år -60.335
- heraf ej kvotebelagt ton/år -81.981 300 -24.627.411
Metan ton/år -548 6.308 -3.454.373
N2O ton/år -3,5 93.125 -328.255
NOX kg/år -130.652 57 -7.496.438
SO2 kg/år -189.180 89 -16.913.044
Partikler kg/år -6.190 107 -660.729
CO ton/år 85 9 797
HC kg/år -5.424 3 -14.593
Hg kg/år -1,5 2.100 -3.093
Bly kg/år -4,4 12.692 -55.796
Dioxiner g/år 0,32 2.078.729 669.865
Værdisætning af vejslid, støj og uheld
Komprimatorvogn køretøjskm/år 280.196 2,43 -680.876
286 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 1 Enhed Mængde Enhedspris
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Grabvogn køretøjskm/år 32.145 2,43 -78.111
Lastbil til genindvinding køretøjskm/år 423.283 2,43 -1.028.578
Afgiftsprovenu
Affaldsvarmeafgift, forbrænding (per varme leveret) GJ 919.081 23,00 21.138.867
Tillægsafgift, forbrænding (varme produceret) GJ 919.081 26,50 24.355.651
CO2 afgift, forbrænding (varme produceret) GJ 919.081 5,30 4.871.130
CO2 afgift, forbrænding (el produceret) GJ 276.983 5,30 1.468.012
Biogasproduktionsstøtte GJ 0 -27 0
Biogas mindstepris for elproduktion støtte MWh 0 -196 0
Afgift for ændret varme fra varmesystem,
forbrænding GJ 919.081 -55 -50.365.647
Afgift for ændret varme fra varmesystem,
bioforgasning GJ 0 -55 0
Moms kr/år 49.587.051
Samlet afgiftsprovenu kr/år 51.055.063
Samlet afgiftsprovenu (ekskl. biogas støtte) kr/år 51.055.063
Beregning af skatteforvridningstab
Afgiftsprovenue i basisscenarie (ekskl. biogasstøtte) kr/år 51.055.063
Afgiftsprovenue i dette scenarie (ekskl. biogasstøtte) kr/år 51.055.063
Afgiftsprovenuetab i dette scenarie ifht basis kr/år 0
Skatteforvridningstab kr/år 20% 0 0
Note: "Afgift for ændret varme fra varmesystem" beskriver tabet af afgifter fra den fortrængte varmeproduktion på de
anlæg som forbrænding og bioforgasning erstatter.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
287

Tabel 106 Konsekvensskema for scenarie 5F, blandede boliger
Scenarie 5F Enhed Mængde Enhedspris
Papirkuber
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Kapitalomkostninger Antal kuber 0 0 0
Vedligehold Antal kuber 0 0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0 0
Glaskuber (52 tømninger/år)
Kapitalomkostninger Antal kuber 1.250 777 971.284
Vedligehold Antal kuber 1.250 240 300.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 65.000 100 6.500.000
Papirspande, enfamilieboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0 0
Materialespande, enfamilieboliger (13 tømninger/år)
Kapitalomkostninger Antal spande 150.000 45 6.798.990
Vedligehold Antal spande 150.000 14,0 2.100.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 1.950.000 15,0 29.250.000
Rest- og biospande, enfamilieboliger (26 tømninger/år)
Kapitalomkostninger Antal spande 150.000 45 6.798.990
Vedligehold Antal spande 150.000 14,0 2.100.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 3.900.000 15,0 58.500.000
Papirspande, etageboliger (26 tømninger/år, 13 boliger/beholder)
Kapitalomkostninger Antal spande 7.692 117 896.570
Vedligehold Antal spande 7.692 36,0 276.923
Tømningsomkostninger Antal tømninger 200.000 23,0 4.600.000
Materiale spande, etageboliger (13 tømninger/år, 9 boliger/beholder)
Kapitalomkostninger Antal spande 11.111 117 1.295.046
Vedligehold Antal spande 11.111 36,0 400.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 144.444 23,0 3.322.222
Papspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Plastspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
Metalspande, etageboliger
Kapitalomkostninger Antal spande 0 0 0
Vedligehold Antal spande 0 0,0 0
Tømningsomkostninger Antal tømninger 0 0,0 0
288 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 5F Enhed Mængde Enhedspris
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Organisk spande, etageboliger (52 tømninger/år, 22 boliger/beholder)
Kapitalomkostninger Antal spande 4.545 104 470.926
Vedligehold Antal spande 4.545 32,0 145.455
Tømningsomkostninger Antal tømninger 236.364 22,0 5.200.000
Rest spande, etageboliger (52 tømninger/år, 15 boliger/beholder)
Kapitalomkostninger Antal spande 6.667 117 777.027
Vedligehold Antal spande 6.667 36,0 240.000
Tømningsomkostninger Antal tømninger 346.667 23,0 7.973.333
Transport til behandling
Fra kuber til balletering ton/år 6.441 9,57 61.616
Fra kuber ej til balletering ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til optisk sortering ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til tør restsortering ton/år 71.726 23,38 1.677.228
Fra boliger til materialesortering ton/år 9.272 44,97 416.947
Fra boliger til biobehandling ton/år 48.416 39,03 1.889.758
Fra boliger til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Fra boliger til balletering ton/år 33.173 19,60 650.343
Øvrige
Poseomkostning husstande 250.000 78 19.500.000
Information husstande 250.000 50 12.500.000
Posesortering
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 0 0 0
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 0 0 0
Tør rest sortering
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 71.726 76 5.422.427
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 71.726 96 6.910.799
Materiale sortering
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 9.272 76 700.949
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 9.272 96 893.348
Balleanlæg til papir
Kapitalomkostning, posesortering ton/år 33.173 55 1.814.441
Driftsomkostninger, posesortering ton/år 33.173 80 2.655.140
Materialesalg
Papir ton/år 35.222 -800 -28.177.596
Pap ton/år 4.429 -750 -3.321.383
Plast ton/år 4.932 -2.102 -10.366.940
Metal (ekskl. slaggemetal) ton/år 3.736 -2.852 -10.655.938
Glas ton/år 7.318 100 731.783
Materialetransport
Papir ton/år 35.222 106 3.733.318
Pap ton/år 4.429 120 533.404
Plast ton/år 4.932 88 435.721
Metal (ekskl. slaggemetal) ton/år 3.736 127 475.198
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
289

Scenarie 5F Enhed Mængde Enhedspris
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Glas ton/år 7.318 28 207.076
Øvrig transport efter/mellem behandling
Pose til biobehandling ton/år 0 0,00 0
Pose til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Biobeh. til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Tør restsortering til forbrænding ton/år 0 0,00 0
PPM sortering til forbrænding ton/år 0 0,00 0
Biobehandling
Investering, forsortering ton/år 48.416 143 6.920.035
Drift, forsortering ton/år 48.416 121 5.853.412
Investering, biobehandling ton/år 35.947 53 1.918.962
Driftsomkostninger, biobehandling ton/år 35.947 64 2.313.104
Indtægter, varmesalg GJ/år 45.611 68 -3.116.511
Indtægter, elsalg MWh/år 10.413 443 -4.618.019
Netto salg af kompost/slam ton/år 8.591 0 0
Forbrænding
Investering, masseafhængig ton/år 77.445 249 19.254.987
Drift, masseafhængig ton/år 77.445 173 13.434.043
Investering , energiafhængig GJ ind/år 683.024 36 24.259.886
Drift, energiafhængig GJ ind/år 683.024 2 1.229.478
Indtægter, varmesalg GJ varme/år 498.608 43 -21.372.511
Indtægter, elsalg MWh el/år 41.740 443 -18.511.764
Slaggebehandling ekskl. salg ton slagge 26.019 40 1.045.875
Salg af slagger og metal ton metal 541 -1.108 -599.657
Supplerende velfærdsøkonomi
Nettoafgiftsfaktor kr 35% 175.615.725 61.465.504
Skatteforvridning kr 20%
Emissioner
CO2 ton/år -176.358
- heraf kvotebelagt ton/år -34.421
- heraf ej kvotebelagt ton/år -141.938 300 -42.638.418
Metan ton/år -531 6.308 -3.352.585
N2O ton/år 2,3 93.125 212.912
NOX kg/år -158.286 57 -9.081.991
SO2 kg/år -228.858 89 -20.460.309
Partikler kg/år -15.300 107 -1.633.221
CO ton/år 96 9 903
HC kg/år -4.584 3 -12.332
Hg kg/år -1,9 2.100 -3.900
Bly kg/år -5,2 12.692 -65.902
Dioxiner g/år 0,53 2.078.729 1.105.782
Værdisætning af vejslid, støj og uheld
Komprimatorvogn køretøjskm/år 474.945 2,43 -1.154.116
290 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Scenarie 5F Enhed Mængde Enhedspris
Årlig
omkostning
enhed kr/enhed kr/år
Grabvogn køretøjskm/år 7.157 2,43 -17.391
Lastbil til genindvinding køretøjskm/år 771.733 2,43 -1.875.311
Afgiftsprovenu
Affaldsvarmeafgift, forbrænding (per varme leveret) GJ 498.608 23,00 11.467.973
Tillægsafgift, forbrænding (varme produceret) GJ 498.608 26,50 13.213.099
CO2 afgift, forbrænding (varme produceret) GJ 498.608 5,30 2.642.620
CO2 afgift, forbrænding (el produceret) GJ 150.265 5,30 796.406
Biogasproduktionsstøtte GJ 92.330 -27 -2.492.897
Biogas mindstepris for elproduktion støtte MWh 10.413 -196 -2.043.501
Afgift for ændret varme fra varmesystem,
forbrænding GJ 498.608 -55 -27.323.691
Afgift for ændret varme fra varmesystem,
bioforgasning GJ 45.611 -55 -2.499.470
Moms kr/år 43.903.931
Samlet afgiftsprovenu kr/år 37.664.469
Samlet afgiftsprovenu (ekskl. biogas støtte) kr/år 42.200.867
Beregning af skatteforvridningstab
Afgiftsprovenue i basisscenarie (ekskl. biogasstøtte) kr/år 51.055.063
Afgiftsprovenue i dette scenarie (ekskl. biogasstøtte) kr/år 42.200.867
Afgiftsprovenuetab i dette scenarie ifht basis kr/år 8.854.196
Skatteforvridningstab kr/år 20% 8.854.196 1.770.839
Note: "Afgift for ændret varme fra varmesystem" beskriver tabet af afgifter fra den fortrængte
varmeproduktion på de anlæg som forbrænding og bioforgasning erstatter.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
291

Bilag 13
Review, samfundsøkonomi
13.1 Reviewrapport for den samfundsøkonomiske del af rapporten om
dagrenovation og genanvendelse
af Seniorforsker Flemming Møller, Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet, 12. september
2012.
13.1.1 Overordnede kommentarer
Rapporten afspejler, at der er gennemført en særdeles grundig og detaljeret analyse af
mulighederne og konsekvenserne af at øge genanvendelsen af papir, pap, plast metal og organisk
affald fra dagrenovation. Den store detaljeringsgrad giver imidlertid anledning til et præsentationsog
dokumentationsproblem. Rapporten har antaget et betydeligt omfang, og dokumentationen og
kommenteringen af analyseresultaterne gennemføres i meget varierende omfang. Det gør rapporten
svær at læse, og gør det svært at skabe sig et samlet og nuanceret overblik over analysen - hvad er
med og hvad er ikke med, hvordan er en bestemt problemstilling håndteret, hvad er svagheden ved
den valgte tilgang osv. Det gør det vanskeligt at fortolke resultaterne.
Det gør det heller ikke lettere, at der er gennemført to typer af analyser - livscyklusanalysen og den
samfundsøkonomiske analyse. Det virker som om, at de to analyser i nogen udstrækning er
gennemført uafhængigt af hinanden. Det er således uklart, om de to analyser er fuldt integrereret,
dvs. i alle led bygger på de samme antagelser om teknologivalg, ressourceforbrug og hertil knyttede
miljøkonsekvenser. Sammenhængen mellem de to analyser kunne godt være beskrevet tydeligere.
De to analyser bør selvsagt så vidt muligt være indbyrdes konsistente.
Jeg har i tidligere reviews gjort opmærksom på at fremstillingen en del steder er uklar og upræcis.
Dette er der desværre ikke i fuldt omfang rettet op på.
Der burde nok være gjort mere ud af at beskrive afgrænsningen af den velfærdsøkonomiske analyse
i forhold til livscyklusanalysen, samt hvilke konsekvenser dette har for fortolkningen af
resultaterne. Den velfærdsøkonomiske analyse arbejder med en national og livscyklusanalysen med
en global afgrænsning. Dette indebærer, at konsekvenserne af selve genanvendelsesprocessen -
konsekvenserne af at producere genanvendelsesprodukter fratrukket konsekvenserne af den
undgåede produktion af nye produkter - ikke er omfattet af den velfærdsøkonomiske analyse, men
indgår i livscyklusanalysen. Begrundelsen for denne afgrænsning af den velfærdsøkonomiske
analyse er, at genanvendelsesproduktionen hovedsaligt finder sted i udlandet. Dette gælder dog
ikke genanvendelse af papir og pap, som dog alligevel indgår i analysen på samme måde som de
øvrige materialefraktioner til genanvendelse. Materialerne tillægges en værdi svarende til deres
verdensmarkedspris. De velfærdsøkonomiske resultater udtrykker altså reelt ikke de
velfærdsøkonomiske konsekvenser af at indsamle, sortere og genanvende forskellige mængder og
fraktioner af affald, men konsekvenserne af at indsamle og sortere affaldet og efterfølgende sælge de
genanvendelige fraktioner videre til udlandet.
292 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

De samlede miljøkonsekvenser er beskrevet i den globalt afgrænsede livscyklusanalyse. I den
nationalt afgrænsede velfærdsøkonomiske analyse har det herefter været nødvendigt kun at
inddrage miljøkonsekvenser, som alene er resultatet af aktiviteter, der finder sted i Danmark. Det er
jeg ikke helt sikker på faktisk er sket for så vidt angår luftforureningskonsekvenserne.
Fremstillingen er noget uklar på dette punkt. Uanset at CO2- og andre emissioner til luften er
grænseoverskridende bør de ikke indregnes i en nationalt afgrænset velfærdsøkonomisk analyse,
hvis de er knyttet til aktiviteter i udlandet. Det vil være inkonsistent at inddrage netop disse
konsekvenser, når de øvrige konsekvenser af aktiviteterne ikke er inddraget.
Prissætningen af CO2-konsekvenserne er heller ikke helt klar for mig. Det gælder, at CO2-
konsekvenser knyttet til aktiviteter i den kvotebelagte sektor i Danmark bør prissættes ud fra den
forventede CO2-kvotepris. Danmark opnår en gevinst ved at kunne sælge kvoter, når CO2-
emissionerne reduceres og omvendt ved en stigning heri. Dette gælder, uanset at man kan
argumentere, at en reduktion inden for den kvotebelagte sektor ikke fører til en samlet global CO2-
reduktion. Da der er valgt en national afgrænsning, bør udgifter og indtægter fra handel med kvoter
hhv. betragtes som en velfærdsøkonomisk omkostning og gevinst. Prissætning af CO2-
emissionsændringer i den ikke-kvotebelagte sektor er derimod lidt mere problematisk. Da Danmark
har en CO2-målsætning kan de marginale reduktionsomkostninger i den ikke-kvotebelagte sektor
principielt anvendes som beregningspris. Da denne ikke kendes, og der samtidig kan argumenteres
for, at både den kvotebelagte og den ikke-kvotebelagte sektor kan opfylde deres målsætning gennem
joint implementation i udlandet, vil der være en tendens til, at de marginale
reduktionsomkostninger i de to sektorer vil være ens. Den marginale omkostning for den
kvotebelagte sektor er lig med kvoteprisen, som derfor også ud fra denne ganske vist diskutable
argumentation kan anvendes som beregningspris for den ikke-kvotebelagte sektors CO2-
reduktioner.
I relation til fortolkningen af den velfærdsøkonomiske analyses resultater kunne der også - som jeg
har fremhævet i mine tidligere reviews - være gjort mere ud af beskrivelsen af det valgte
basisscenarie. Dette afspejler den aktuelle situation på dagrenovationsområdet med 52 årlige
indsamlinger. Denne indsamlingshyppighed er tilsyneladende ikke optimal. Da der samtidig
antages optimale indsamlingshyppigheder i genanvendelsesscenarierne viser disse altså de
velfærdsøkonomiske konsekvenser af både at optimere indsamlingshyppigheden og at genanvende.
Dette er vigtigt at være opmærksom på, ved fortolkningen af analysens hovedresultater, som i stort
set alle tilfælde viser velfærdsøkonomiske gevinster ved at genanvende. I en følsomhedsanalyse er
indsamlingshyppigheden i basisscenariet ændret til 26 gange om året, og nu viser det sig, at der i
stort set alle tilfælde vil være velfærdsøkonomiske omkostninger forbundet med at genanvende.
Dvs., optimeres den aktuelle indsamling på dagrenovationsområdet, vil det være forbundet med
velfærdsøkonomske omkostninger at øge genanvendelsesprocenten. Denne vigtige konklusion
finder jeg ikke i rapporten.
I forhold til tidligere udkast er der nu i rapportens bilag tilføjet to konsekvensskemaer for hhv.
scenarie 1 og 5F. Dette har jeg tidligere efterlyst. Der er imidlertid ikke gjort noget ud af at gøre
skemaerne overskuelige og læsevenlige. Forklaringen til konsekvensskemaerne har form af en tabel
med henvisninger til kapitler i hovedrapporten. Forklaringstabellens inddeling i konsekvenstyper
svarer imidlertid ikke til konsekvensskemaernes, hvilket gør det vanskeligt at sammenkæde de to
tabeller, hvilket ellers er hensigten. Reelt bruges konsekvensskemaerne ikke til noget. Jeg mener
fortsat, at konsekvensskemaet bør være det centrale omdrejningspunkt for forklaringen og
dokumentationen af den velfærdsøkonomiske analyse - jf. Miljøministeriets vejledning i
samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter. Konsulenten deler tydeligvis ikke denne
opfattelse.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
293

Konsekvensskemaerne viser mængder og enhedspriser for ressourceforbrug knyttet til scenarierne.
Enhedspriserne er imidlertid i de fleste tilfælde ikke observerbare markedspriser, men beregnede
priser, som det er vanskeligt at forholde sig til. Den egentlige dokumentation bør derfor omfatte en
grundig beskrivelse af, hvordan disse priser er beregnet ud fra grundlæggende prisdata, og af
kilderne til disse data. Dette basale dokumentationskrav er i mange tilfælde ikke opfyldt. Især bør
det fremhæves, at enhedspriserne knyttet til biobehandling og forbrænding fremstår ret
udokumenterede.
13.1.2 Specifikke kommentarer
s. 19 Under Miljø og klima tales der her om globale eller nationale miljøeffekter - jf. den
forskellige geografiske afgrænsning af livscyklusanalysen og den velfærdsøkonomiske analyse?
s. 24 Under Formål bør den forskellige geografiske afgrænsning af livscyklusanalysen og den
velfærdsøkonomiske analyse fremhæves. Nu står der intet herom.
s. 25 Systembeskrivelsen bør udvides med en beskrivelse af den forskellige geografiske
afgrænsning af livscykluanalysen og den velfærdsøkonomiske analyse. Det er væsentligt, at
miljøkonsekvenserne knyttet til produktionen af genanvendelsesprodukter og undgået produktion
af virgine produkter er omfattet af livscyklusanalysen, mens hverken ressource- eller miljømæssige
konsekvenser knyttet hertil er omfattet af den velfærdsøkonomiske analyse.
s. 94 Det næstsidste afsnit på siden er forkert. Der bør stå:
”Der regnes i markedspriser (Reviewer: nej køberpriser) i analysen. For at udtrykke
produktionsgoders marginale værdiproduktivitet i et prisniveau, der afspejler (køberprisen og
dermed Reviewer: - slettes) betalingsvilligheden for de resulterende produkter, skal
produktionsgodernes købspriser (Reviewer: nej faktorpriser) forhøjes med en gennemsnitlig
nettoafgiftsfaktor. Nettoafgiftsfaktoren udtrykker det afgiftstryk, der i gennemsnit findes på
forbrugsvarer”.
s. 106 Følgende sætning i andet afsnit på siden er velfærdsøkonomisk irrelevant:
”Det er forudsat velfærdssøkonomisk, at forbehandlet pulp fra organisk dagrenovation er værdisat
til -100 kr/ton, dvs. anlægget betaler for pulpen.”
Det er irrelevant for den velfærdsøkonomiske analyse, hvilken pris mellemprodukterne handles til.
Det afgørende i denne forbindelse er at opgøre de velfærdsøkonomiske omkostninger ved at
forbehandle pulpen - altså beregningsprisværdien af det medgåede ressourceforbrug og eventuelle
miljøeffekter. Disse omkostninger udgør en del af de samlede velfærdsøkonomiske omkostninger
ved genanvendelse.
s. 117 Følgende sætning i første afsnit på siden forstår jeg ikke:
”Der kan således ikke påvises en velfærdsøkonomisk meromkostning ved øget genanvendelse af
materialer.”
Tværtimod viser Figur 28, at basisscenariet ved en indsamlingshyppighed på 26 gange om året er
forbundet med de laveste velfærdsøkonomiske omkostninger. Det må altså være forbundet med
velfærdsøkonomiske omkostninger at øge genanvendelsen af materialer.
s. 118 Sprogbrugen i følgende sætning i første afsnit er velfærdsøkonomisk uforståelig:
”Følsomhedsanalysen påviser, at en overgang til afregning kun baseret på tonnage giver en
væsentligt højere omkostning særligt i de forbrændingstunge scenarier 1,4 og 7.”
Som omtalt ovenfor er afregningspriser irrelevante i en velfærdsøkonomisk sammenhæng.
294 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

s. 122 Tabel 18 og den tilknyttede sparsomme forklaringstekst er ikke forståelig. Det er uklart hvad
der er med og ikke med og hvorfor. Jf. i øvrigt min hovedkommentar ovenfor vedrørende
indregningen af CO2-konsekvenserne i analysen.
13.2 COWIs svar på overordnede kommentarer
COWI svarer i dette afsnit på reviewerens overordnede kommentarer. COWI har søgt at uddrage
essensen af kommentarerne i kortfattede citater (præsenteret i tekstbokse med kursiv). Læseren
henvises til reviewerens fulde kommentar i afsnit 13.1.
"Den store detaljeringsgrad giver imidlertid anledning til et præsentations- og
dokumentationsproblem. Rapporten har antaget et betydeligt omfang, og
dokumentationen og kommenteringen af analyseresultaterne gennemføres i meget
varierende omfang."
Afrapporteringens detaljeringsgrad for denne type projekter er altid en vanskelig afvejning, og det
er valgt at målrette detaljeringsgraden til læsere med en generel affaldsteknisk forståelse. Læsere
med begrænset affaldsteknisk baggrund kan finde fuldt detaljeret information om den
samfundsøkonomiske beregnings omfang i konsekvensskemaerne i bilag 12.
"Det er således uklart, om de to analyser […livscyklusanalysen og den
samfundsøkonomiske analyse…, indsat af COWI] er fuldt integrereret, dvs. i alle led
bygger på de samme antagelser om teknologivalg, ressourceforbrug og hertil knyttede
miljøkonsekvenser."
De to analyser bygger på præcis samme fysiske forudsætninger, som beskrevet i kapitel 2,
masssestrømme beskrevet i kapitel 3 samt resultaterne fra LCA analysen beskrevet i kapitel 4-6.
"Den velfærdsøkonomiske analyse arbejder med en national og livscyklusanalysen med en
global afgrænsning. Dette indebærer, at konsekvenserne af selve
genanvendelsesprocessen - konsekvenserne af at producere genanvendelsesprodukter
fratrukket konsekvenserne af den undgåede produktion af nye produkter - ikke er
omfattet af den velfærdsøkonomiske analyse, men indgår i livscyklusanalysen."
Det er korrekt at analysen forsøger at spænde over at livscyklusvurderinger per definition har en
international afgrænsning, mens samfundsøkonomiske analyser per definition er nationalt
afgrænsede. Dette vil naturligt give anledning til teoretiske spændinger og delvist uforløste
spørgsmål.
Miljøkonsekvenserne afspejler jf. udbudsmaterialet en international afgrænsning, mens de øvrige
økonomiske konsekvenser er nationalt afgrænsede. Dette fremgår bl.a. af kapitel 7.2.
"Prissætningen af CO2-konsekvenserne er heller ikke helt klar for mig."
Prissætningen af klimagasser følger den gængse samfundsøkonomiske vejledning jf.
Energistyrelsen (2012) og er beskrevet i afsnit 7.2.1 og 7.2.4.
"Da der samtidig antages optimale indsamlingshyppigheder i genanvendelsesscenarierne
viser disse altså de velfærdsøkonomiske konsekvenser af både at optimere
indsamlingshyppigheden og at genanvende."
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
295

Dette er korrekt, men det er valgt at benytte et basisscenarie uden at optimere
indsamlingshyppigheden, da dette basis scenarie alligevel ikke ville opfylde EUs krav til
genanvendelse. Basisscenariet er medtaget for at give en indikation om det typiske nuværende
omkostningsniveau ved genanvendelse. Formålet med analysen er ikke at vurdere den
samfundsøkonomiske værdi af at overholde EU kravene, men ét af formålene er, hvordan dette
gøres billigst muligt og/eller med de mest attraktive konsekvenser for miljøet. Dette ligger i
forlængelse af EUs og Danmarks øgede fokus på ressourceeffektivitet og på behovet for generelt af
fremme en øget materialegenanvendelse.
"Dvs., optimeres den aktuelle indsamling på dagrenovationsområdet, vil det være
forbundet med velfærdsøkonomske omkostninger at øge genanvendelsesprocenten. Denne
vigtige konklusion finder jeg ikke i rapporten."
Omkostningsforskellen mellem det optimerede scenarie 1 og scenarie 7 er 10 69 kr/ton (til fordel for
scenarie 7) hvilket ligger indenfor beregningsusikkerheden. Det er på denne baggrund at COWI
foretager konklusionen om at øget genanvendelse ikke giver anledning til øgede
velfærdsøkonomiske omkostninger.
At de øvrige scenarier har højere omkostninger, giver anledning til en grundig og nyttig
affaldsteknisk diskussion om hvilke indsamlingssystemer og behandlingsmetoder der passer bedst
til oplande med forskellige karakteristika, og hvilke eventuelle meromkostninger de måtte medføre.
Denne diskussion er et væsentligt formål med rapporten, da forskellige affaldsoplande kan udvise
meget store forskelle i karakteristika og derfor give anledning til forskellige tekniske løsninger og
økonomiske resultater. Rapporten viser således at det altid komme an på en konkret vurdering,
hvad der er optimalt for et faktisk affaldsopland, men at visse løsninger er mere fordelagtige i
bestemte situationer.
Fordi rapportens resultater generelt ligger så tæt, kan de kun i begrænset omfang og kun nogle af
teknologierne bruges til at generalisere på tværs af oplande. Dette er søgt gjort i sammenfatningen.
"Forklaringen til konsekvensskemaerne har form af en tabel med henvisninger til kapitler
i hovedrapporten. Forklaringstabellens inddeling i konsekvenstyper svarer imidlertid ikke
til konsekvensskemaernes, hvilket gør det vanskeligt at sammenkæde de to tabeller,
hvilket ellers er hensigten."
Tabellen med henvisninger er netop kun en tabel med henvisninger til de anvendte tal og
baggrundsforklaringer. Det er intentionen at rækkeoverskrifterne i konsekvenstabellen skal være
selvforklarende. For eksempel bør det ikke være nødvendigt at forklare, at de samlede
kapitalomkostninger for en bestemt type beholder er antallet af beholdere af den pågældende type
gange den pågældende beholders kapitalomkostning.
Revieweren finder at de anvendte enhedsomkostninger ikke er godt nok dokumenteret (jf. citat
nedenfor). Dette bør ikke komme konsekvensskemaet til last, da dokumentationen til de anvendte
enhedspriser spreder sig over mange sider (jf. henvisningsskemaet), og derfor ikke egner sig til
skemaform.
COWI betragter i øvrigt konsekvensskemaet som et nyttigt tillæg til den anvendte
affaldsøkonomiske model, som dækker 115 forskellige udgiftsposter og giver nøjagtigt samme
økonomiske resultater som fremstillet i konsekvensskemaet. COWI finder ikke at
konsekvensskemaer er en hensigtsmæssig præsentationsform til overblik over en analyse dette
69
I beregningen præsenteret for revieweren var forskellen 25 kr/ton til fordel for scenarie 1 (ligger inden for
beregningsusikkerheden). Sidenhen er identificeret en beregningsfejl hvor ændringer i momsprovenu fejlagtigt ikke indgik i
beregningen af skatteforvridningstab.
296 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

antal omkostningselementer, men vil efter bedste evne i den efterfølgende redigeringsfase forsøge
at tilpasse typografi og præsentation, så fremstillingen bliver så overskuelig som muligt.
"Den egentlige dokumentation bør derfor omfatte en grundig beskrivelse af, hvordan
disse priser er beregnet ud fra grundlæggende prisdata, og af kilderne til disse data."
Anlæggenes investerings- og driftsomkostninger er beregnet på baggrund af ingeniørtekniske skøn
over de enkelte anlægskomponenters omkostninger, og er i rapporten beskrevet i samme
detaljeringsgrad som lignende studier f.eks. COWI (2009). COWI har af denne årsag og af
pladshensyn, men også fordi visse af de detaljerede tal er forretningshemmeligheder, ikke fundet
det hensigtsmæssigt at foretage en fuld dokumentation af anlægsoverslagene. De præsenterede tal
er dog fuldt tilstrækkelige til, at affaldstekniske specialister vil kunne vurdere om overslagene er
realistiske.
Indsamlingsomkostninger er skønnet på baggrund af resultaterne af offentlige udbud, da disse
bedre afspejler de typiske omkostninger. Disse er stærkt afhængige af lokale konkrete forhold
såsom vejforhold, afstande og adgangsforhold, hvis typiske værdier ikke ville kunne beregnes
teoretisk på en veldokumenteret og troværdig måde.
Afsætningspriser på materialer er indsamlet fra aktører i branchen, hvilket er en retvisende metode
med en national afgrænsning af de samfundsøkonomiske effekter. Med en international
afgrænsning af projektets samfundsøkonomidel, ville gevinsten ved genindvinding skulle have
været beregnet som forskellen mellem de værdisatte omkostninger ved resurseindvinding holdt op
imod omkostningerne til genindvinding og oparbejdning af materialefraktionerne. Dette har ikke
ligget inden for projektets afgrænsning, og er en af de teoretiske spændinger som udbudsmaterialet
indebærer.
De øvrige enhedspriser tager alle afsæt i tilgængelige officielle kilder og anbefalinger.
13.3 COWIs svar på specifikke kommentarer
De specifikke kommentarer er behandlet i følgende tabelform. De konkrete kommentarer fra
revieweren kan ses i afsnit 13.1.
s. 19 . Afsnittet (som senere er gennemgribende omskrevet efter aftale med
Miljøstyrelsen) omhandler miljøvurderingen som er internationalt afgrænset.
s. 24 Afgrænsningen af miljøeffekterne er nu præciseret i rapporten fodnote 27.
s. 25 Afgrænsningen af miljøeffekterne er nu også præciseret i rapporten fodnote 28.
s. 94 Prisbegreberne er nu rettet i rapporten.
s. 106 Bisætningen "dvs. anlægget betaler for pulpen" er udelukkende indsat for at
tydeliggøre at der tale om en velfærdsøkonomisk gevinst (og ikke omkostning)
på 100 kr/ton pulp ved biobehandling heraf. Det er korrekt at
betalingsforholdene ikke er velfærdsøkonomiske relevante. Dette er nu forsøgt
præciseret i rapporten.
s. 107 Rapporten præciserer nu at forskellen mellem scenarie 7 og scenarie 1 med
optimeret indsamling er mindre end beregningsusikkerheden. Konklusionen
opretholdes.
s. 118 Der bør stå "beregning" frem for "afregning". Dette er rettet efter review.
s. 122 Der er tilføjet yderligere forklaring om resultaterne i det pågældende afsnit.
Beskrivelsen af metoden for opdelingerne af miljøeffekterne er foretaget i afsnit
7.2.4
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
297

Bilag 14
Review, livscyklusvurdering
Kritisk gennemgang af livscyklusdelen af rapporten ”Miljø- og
samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget
genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation” – Afsluttende review
Af Anders Schmidt og Nanja Hedal Kløverpris, FORCE Technology, Afdelingen
for Anvendt Miljøvurdering, 17. september 2012.
14.1 Reference
Den kritiske gennemgang er foretaget efter retningslinjerne i
ISO 14040 (2006): Environmental Management – Life Cycle Assessment –
Principles and Framework
ISO 14040 (2006): Environmental Management – Life Cycle Assessment –
Requirements and Guidelines
14.2 Omfang af den kritiske gennemgang
Formålet med den kritiske gennemgang er at vurdere, om
Metoderne til at udføre livscyklusvurderingen er i overensstemmelse med ISOstandarderne
på området
Metoderne anvendt til at udføre livscyklusvurderingen er naturvidenskabeligt og
teknisk gyldige
De anvendte data er hensigtsmæssige og fornuftige i forhold til vurderingens
formål
Fortolkningen afspejler de identificerede begrænsninger og vurderingens formål
Vurderingsrapporten er gennemskuelig og konsekvent
Gennemgangen er ekstern, foretaget af to erfarne LCA-praktikere fra FORCE Technology.
I princippet skal både erklæringen fra reviewerne, udøvernes kommentarer og
eventuelle svar på anbefalingerne fra de personer, der forestår reviewet medtages i
LCA-rapporten.
Gennemgangen omfatter ikke en analyse af den LCA-model, der er anvendt i
beregningerne. Gennemgangen omfatter heller ikke en verifikation af enkelte datasæt,
men der har i review-forløbet været en gennemgående dialog omkring valg af datasæt
og disses indhold/kvalitet.
298 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

14.3 Processen for den kritiske gennemgang
Den kritiske gennemgang er sket i fire trin:
Trin 1: Gennemgang af ”Formål og afgrænsning” (marts, 2012)
Trin 2: Gennemgang i forbindelse med afslutning af dataindsamling (maj, 2012)
Trin 3: Gennemgang af den foreløbige rapport ”Miljøvurdering og
samfundsøkonomisk vurdering af genanvendelsesmuligheder for
dagrenovation” (August, 2012)
Trin 4: Gennemgang af den endelige rapport
De to første trin i den kritiske gennemgang havde primært fokus på sammenhængen
mellem datakilder, datakvalitet og valg af følsomhedsanalyser, med henblik på at sikre,
at projektet i den sidste ende ville kunne præsentere en fortolkning og nogle
konklusioner, der i videst muligt omfang opfyldte projektets overordnede formål.
Efter det tredje trin i reviewprocessen blev der afholdt et møde mellem projektets
partnere, Miljøstyrelsen (som projektejer) og de to reviewere. Formålet med mødet var
at få præciseret reviewernes ønsker til en forbedret og konsistent modellering af
relevante processer i livscyklus, diskutere reviewernes ønsker til en beskrivelse og
diskussion af datakvaliteten samt en diskussion af, hvordan projektets resultater bedst
muligt kunne præsenteres i den endelige rapport.
Efter dette møde har projektgruppen foretaget en række ændringer af rapporten,
således at den på alle væsentlige punkter imødekommer reviewernes forslag og
kommentarer.
14.4 Overordnet vurdering
14.4.1 Anvendte metoder
De anvendte metoder vurderes at være i fuld overensstemmelse med ISO-standarderne.
Det gælder både den generelle tilgang omkring afgrænsning af vurderingen og de
specifikke metoder, der er anvendt til at vurdere de udvalgte kategorier af
miljøbelastninger.
Den danske UMIP-metode er det gennemgående valg, suppleret med to nye
belastningskategorier. UMIP er velkendt og anerkendt – også internationalt – og i
forhold til den overvejende danske målgruppe for resultaterne er det et naturligt valg. I
reviewprocessen har det været diskuteret, om den nye ”USETox-metode” ville være
mere velegnet, men det har ikke været praktisk muligt at afprøve denne metode.
14.4.2 Datakilder og datakvalitet
Vurderingen er baseret på data fra anerkendte databaser med hensyn til produktion af
virgine råvarer, modificerede database-data med hensyn til oparbejdning til sekundære
råvarer og specifikke data for forskellige affaldsteknologier, der forventes at blive berørt
af en ændring i indsamlingsordningerne.
De trufne valg er betinget af de overordnede rammer for projektet, og det erkendes i
rapporteringen, at der er en del usikkerhed omkring både de geografiske og specielt de
tidsmæssige rammer for vurderingen. I princippet skal resultaterne være gældende i
2020, og det kan derfor være problematisk at anvende data, der er etableret i 2000 –
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
299

eller måske endda tidligere – således som det er tilfældet for en række centrale
processer.
Projektets følsomhedsanalyser giver en supplerende vurdering af resultaternes
robusthed, men de kan af praktiske grunde ikke omfatte en fremskrivning af hverken
(fortrængt) primær eller (induceret) sekundær produktion af de materialer, der vil blive
indsamlet og genanvendt.
Det er derfor vigtigt, at projektets resultater ses i lyset af den opnåede datakvalitet,
således som den f.eks. fremgår af Tabel 26 i Kapitel 5.
14.4.3 Fortolkning
Rapporten præsenterer resultaterne på tre måder. Dels er der en samlet præsentation
af alle tretten scenarier, dels er der en mere nuanceret præsentation af scenarierne
opdelt i tre grupper og underopdelt med hensyn til bidrag fra de undersøgte
affaldsfraktioner, og endelig er der udarbejdet en oversigt over miljøbesparelserne ved
genanvendelse af et ton af de forskellige affaldsfraktioner. På denne måde gives der et
nuanceret overblik, der hjælper i fortolkningen af resultaterne.
Som indledning til resultatpræsentationen fremhæves det, at de ikke-toksiske
kategorier, som der internationalt er konsensus om, bør have forrang for de toksiske
påvirkningskategorier, som igen bør have forrang for de ”andre” kategorier, hvis
udbredelse pt. er mere begrænset. Reviewerne er enige i denne tilgang, men det
bemærkes at de toksiske og ”andre” belastningskategorier i praksis fylder mere i
fortolkningen end de ikke-toksiske kategorier, specielt i gennemgangen af scenarierne.
Det kan derfor give mening også at nævne den overordnede rangordning som
indledning til gennemgangen af scenarierne.
Konklusionerne præsenteres i punktform, hvor der naturligt startes med at konkludere,
at der ikke er et enkelt scenarie, der er bedst på alle områder, men at nogle scenarier
generelt fremstår som bedre end andre. Efterfølgende gives der en række konklusioner
omkring enkeltelementer i vurderingen, således at konklusionerne også kommer til at
fungere som en meget summarisk sammenfatning. Med de mange resultater i
hovedrapport og bilagsrapport er det muligt for projektets målgrupper at lave
supplerende sammenligninger og konklusioner, men udvalget i hovedrapporten
vurderes at være dækkende for projektets formål.
14.4.4 Rapportering
Projektet er en omfattende vurdering af en bred vifte af scenarier, der på forskellig
måde er realistiske i en samlet behandling af danskernes dagrenovation.
Det er derfor forventeligt, at projektrapporteringen er tilsvarende kompleks. Det
understreges, at rapporten og dens bilag indeholder praktisk taget alle
baggrundsoplysninger og resultater, præsenteret i både tabelform og i grafer. Det må
antages, at både det samlede billede og rapportens detaljer skal anvendes i det videre
arbejde omkring en forbedret behandling af dagrenovation, og det er derfor vigtigt at
beslutningstagerne på denne måde har mulighed for eventuelt at sammensætte sit eget
billede af de forskellige muligheder for øget genanvendelse af diverse fraktioner.
300 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

14.5 Konklusion
Reviewerne konkluderer, at undersøgelsen er gennemført i overensstemmelse med ISO
14040 og ISO 14044, med anvendelse af marginalbetragtninger hvor muligt og relevant.
Undersøgelsen er meget omfattende og har et højt detaljeringsniveau, hvilket sammen
med kvaliteten i vurderingen medfører at formålet med projektet er opfyldt med en høj
standard.
Rapporteringen afspejler detaljeringsniveauet på passende måde, samtidigt med at der
findes en stor mængde supplerende information i bilagsrapporten.
Lyngby, September 2012
Anders Schmidt
Senior projektleder, Ph.D.
Nanja Hedal Kløverpris
Projektleder, M. Sc.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
301

Bilag 15
Følgegruppe – deltagere og
mødereferater
Dette bilag indeholder en liste over deltagerne i følgegruppen samt de godkendte referater fra de tre
afholdte følgegruppemøder.
302 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Liste over følgegruppens medlemmer
Aabenraa Kommunen Børge V. Nielsen Ingeniør Natur og Miljø, Teknik & Miljø
Bisidder Bjarke Korsager Udviklingsprojektleder Arwos Affald A/S
Aarhus Kommunen Henning Ettrup Specialkonsulent
Bisidder* Dorte Ladefoged Planlægger
Billund Kommunen Jytte Søgaard Ingeniør Natur & Miljø
Kommunen Karl Grundahl Afdelingsleder Natur & Miljø
Frederiksberg Kommunen Ole H. L. Nielsen Specialkonsulent
Herlev
Kommunen
Kommunen
Lene Dyrskov
Toftgaard
Susanne Bruun
Jakobsen
Kontorchef
Miljømedarbejder
Affald/Plan og Projekt, Affald Varme
Aarhus, Teknik og Miljø
Forsyningsvirksomhederne, Aalborg
kommune
Affald & Genbrug, By- og
Miljøområdet
Miljø & Klima og Affald & Genbrug,
By- og Miljøområdet
Natur & Miljø, Teknisk forvaltning
Bisidder Henrik Skriver Markedskonsulent Marked, Vestforbrænding
Kalundborg Kommunen Lisbeth Andersen Miljøtekniker Plan Byg og Miljø
Bisidder Henning Jørgensen Seniorkonsulent RenoSam
København Kommunen Susanne Lindeneg Sagsbehandler Center for Miljø
Bisidder Anders Christiansen Konsulent Teknik og Miljø, KL
Nyborg Kommunen Per Jürgensen Miljøsagsbehandler Teknik- og Miljøafdelingen
Bisidder
Søren Littrup
Kristensen
Driftsleder
Struer Kommunen Lars Borring Biolog Natur- og Miljø
Bisidder
Carsten Zaar
Hansen
Civilingeniør
Nyborg Forsyning og Service A/S
nomi i/s
Vejle Kommunen Karen Lübben Projektleder AffaldGenbrug
Kommunen Ellen Andersen Affaldsplanlægger AffaldGenbrug
Miljøstyrelsen Formand Morten Carlsbæk AC-tekniker Jord & Affald
Charlotte F. Münter Funktionsleder Jord & Affald
Robert Heidemann Økonom Jord & Affald
Linda Bagge Dyrlæge Jord & Affald
Anne-Mette L.
Bendsen
Civilingeniør
Jord & Affald
Jørgen Schou Økonom Miljøteknologi
COWI Projektleder** J. Bjørn Jakobsen Udviklingschef Affald og Genanvendelse
Mikkel Kromann Økonom Economics
Trine Lund Neidel Civilingeniør Affald og Genanvendelse
DTU Jacob Møller Seniorforsker Environment
Morten Bang Jensen Forskningsassistent
Thomas Højlund
Christensen
Professor
*) Gitte Tholstrup Kaalby, AffaldVarme Aarhus (kommune) deltog i 1. møde.
**) Kim Michael Christiansen (COWI) til og med 1. møde
Environment
Environment
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
303

Endeligt referat af 1. følgegruppemøde
Titel Genanvendelse af dagrenovation - 1. følgegruppemøde
Dato 13. marts 2012.
Sted KL
1. Velkomst
Miljøstyrelsen takkede for den positive interesse for projektet og for det gode fremmøde til det
første møde i følgegruppen.
Afbud: Anders Christiansen (KL) og Ellen Andersen (Vejle kommune).
2. Baggrund og formål
Miljøstyrelsen redegjorde kort for projektets baggrund og formål, herunder miljøministerens ønske
om at øge genanvendelse af affald med henblik på yderligere ressourcebesparelser jf. den på mødet
omdelte præsentation.
3. Følgegruppens rolle
Miljøstyrelsen redegjorde kort for følgegruppens rolle, herunder vigtigheden af deltagerne bidrager
med deres viden på området.
4. Præsentation af følgegruppens medlemmer
Bordet rundt.
5. Projektets proces og struktur
COWI gav en kort præsentation af projektet proces og struktur, jf. den på mødet omdelte
præsentation. Punktet gav ikke anledning til bemærkninger.
6. Anvendt metode – LCA og samfundsøkonomisk analyse
DTU og COWI gav en præsentation af projektets metode, jf. den på mødet omdelte præsentation.
Metoden gav i sig selv ikke anledning til kommentarer, jf. dog kommentarerne til scenarierne samt
projektets forudsætninger nedenfor i pkt. 7-8.
7. Projektets scenarier og forudsætninger
COWI gav en præsentationen af scenarier og forudsætninger, jf. den på mødet omdelte
præsentation (et par fejl i præsentationen blev påpeget undervejs: Slide 11- i scenarie 1 skal der
under forbrænding stå "ej papir og glas", glas bør så også tilføjes samme sted for scenarie 2, og i
samme tabel skal forbrændingsfraktionerne under scenarie 3 og 4 byttes rundt; Slide 17- Papir
sorteres ikke centralt i nogle af scenarierne og skal derfor ikke have en sorteringseffektivitet i
tabellen).
Præsentationen af scenarier og forudsætninger gav anledning til en række kommentarer og
spørgsmål fra følgegruppens medlemmer:
1. Aabenraa kommune og Frederiksberg kommune fremførte, at de foreslåede
indsamlingseffektiviteter for plast ved henteordninger hos boligerne (dvs. tal fra Idekataloget)
er for høje. Aabenraa kommune mente ud fra deres erfaring, at indsamlingseffektiviteten på
genbrugsplads var sat for lavt.
2. Vejle kommune kommenterede, at det var en skævvridning at anvende ugentlig indsamling til
optisk sortering og 14 dages tømning til alle andre scenarier med indsamling af organisk
affald. Man kunne også vælge en større beholder (370 l) og 14 dages tømning.
3. Københavns kommune spurgte til, hvordan restproduktet fra REnescience (efter
biogasanlægget) vil blive anvendt., dvs. om det bliver brændt eller anvendt på landbrugsjord.
Miljøstyrelsen anførte, at restproduktet p.t. ikke kan udbringes på landbrugsjord efter
reglerne i bekendtgørelsen om anvendelse af affald til jordbrugsformål, da der er tale om
restaffald og ikke organisk dagrenovation (underforstået kildesorteret organisk
dagrenovation).
304 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

4. Frederiksberg kommune mente, at der for scenariet med optisk posesortering af mange
fraktioner måske kan opstå praktiske problemer mht. pap og metal i poserne. Pap kan være
svært at få ned i poserne og metal kan evt. skære hul i poserne. Miljøstyrelsen bemærkede, at
de enkelte fraktioner til udsortering i poserne beskrives uddybende i projektmaterialet
(hermed at valgte og beskrevne posers volumen og styrke passer til fraktionerne).
5. Der er kommuner, som har svært ved at se sig selv i scenarierne. Aarhus kommune har f.eks. i
stor udstrækning nedgravede containere og affaldssug, og kan derfor ikke lige overføre
resultaterne fra projektet til deres etageboliger. Vejle kommune efterspurgte i den forbindelse
mere frihed til selv at kombinere resultaterne fra scenarierne, og dermed selv sammensætte sit
affaldssystem. COWI anførte, at man så vidt muligt vil bestræbe sig på at vise
økonomiresultaterne per fraktion, men at valg for én fraktion påvirker de øvrige fraktioner.
DTU fremførte endvidere, at ændringer af sorteringsvejledning påvirker de forskellige
affaldsfraktioner indbyrdes, og for miljøresultaterne vil det ikke kunne lade sig gøre at
sammensætte sit eget system på tværs af de opstillede scenarier. Miljøstyrelsen og COWI
anførte i forlængelse heraf, at projektet kun giver plads til et begrænset antal scenarier. Disse
scenarier skal vise en spændvidde af forskellige løsninger, og er altså ikke tænkt til at skulle
dække alle tænkelige muligheder og kombinationer. Det er således ikke praktisk og økonomisk
muligt at dække alle typer ordninger. Scenarierne er sat op på en sådan måde, at systemerne
passer sammen mht. sorteringsvejledning, indsamlingsmateriale, forbehandling, behandling
og afsætning.
6. RenoSam efterspurgte, hvordan man vil sikre sig at erfaringerne fra de kommuner, der ikke
sidder i følgegruppen, kommer med i projektet, og hvordan man vil sikre, at udenlandske
erfaringer også indgår. Miljøstyrelsen svarede, at det bl.a. må ske gennem
brancheorganisationerne, og ved at medlemmerne af følgegruppen fungerer som
ambassadører for projektet, og i den forbindelse forhåbentlig har dialog med deres
samarbejdskommuner og andre.
7. Frederiksberg kommune spurgte til, hvad det vil betyde, og hvad der vil ske med
kommunernes ret til at tilbyde virksomheder i kommunen, at de omfattes af en ordning for
organisk affald fra deres dagrenovationslignende affald, når dette udløber pr. 1. januar 2016.
Miljøstyrelsen svarede, at der ikke er taget stilling til, hvorledes de kommende regler
udformes, og at håndtering af erhvervsaffald ikke indgår i projektet.
8. Nomi i/s nævnte, at øget genanvendelse kan forventes at ville medvirke til en lavere
markedspris for affaldsforbrænding, idet eksisterende anlæg vil ønske at udnytte deres
kapacitet. Dette vil gøre genanvendelse relativt dyrere, og må reelt forventes at modvirke
genanvendelsen på kortere sigt. Miljøstyrelsen bemærkede, at en del forbrændingsanlæg er af
ældre dato, at timingen for tilpasning af kapacitet er god, samt at politiske mål og krav om
øget genanvendelse over tid skal understøtte de fremtidige forhold. Endelig findes der andre
styringsmidler, som f.eks. afgifter og administrativ regulering til at sikre at de rette
behandlingsformer bliver anvendt. Det er ikke et samfundsøkonomisk argument at gøre
forbrænding dyr (mht. driftsøkonomi) for at sikre øget genanvendelse.
9. Vejle kommune påpegede, at genanvendelsesanlæg p.t. mest var private, at strukturelle
forhold kan være en begrænsning for etablering af nye anlæg, at der er forskellige erfaringer i
forskellige kommuner mht. genanvendelsesanlæg, og at det måske derfor kræver en eller
anden form for pres fra Miljøstyrelsens side, hvis man skal videre mod øget genanvendelse.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
305

Vejle kommune spurgte i den forbindelse til, hvordan genanvendelsesanlæggene fremover skal
organiseres, om det skal være private eller offentlige anlæg, hvad motivationen skulle være for
at bygge anlæg, og om der mon vil være politisk vilje i kommunerne til at slå sig sammen om
større behandlingsanlæg COWI anførte, at det er valgt at fokusere på store og økonomisk
effektive anlæg i projektet, og at det ikke er en del af projektet at belyse, hvordan dette skal
kunne opnås. Miljøstyrelsen nævnte, at projektet har mange forudsætninger, herunder at
økonomiske fordele ved storskaladrift indgår for så vidt, at kommunerne antages at arbejde
sammen for at opnå skalafordele for alle typer af behandling. Denne antagelse tager
udgangspunkt i, at kommunale og private anlæg vil være lige effektive i forhold til at drive
anlæggene økonomisk effektivt. Det står derfor kommunernes politikere frit for at vælge
særskilte modeller, hvor det ikke er i modstrid med de nationale regler, og hvor disse særskilte
modeller evt. kan betyde højere håndteringspriser.
8. Spørgsmål til følgegruppen
Som afslutning på præsentationen, bad COWI følgegruppen om at forholde sig til følgende fire
spørgsmål:
› Hvorledes stemmer de angivne indsamlingseffektiviteter (slide nr. 17) for de
forskellige affaldsfraktioner og boligtyper overens med følgegruppens erfaringer?
› Hvad mener følgegruppen om valg af beholdertyper og tømningshyppighed
(kapacitet) i de enkelte scenarier og på tværs af scenarier (slide 15-16)?
› Hvad mener følgegruppen om, at det i projektet generelt antages, at der bygges
behandlingsanlæg (f.eks. sorteringsanlæg) af en ”økonomisk rentabel”
størrelse, selvom det overstiger kapacitetsbehovet i oplandet (ud fra en grundlæggende
antagelse om, at disse anlæg sandsynligvis ikke vil blive opført, hvis ikke et tilstrækkeligt
stort opland går sammen om projektet)?
› Hvad er følgegruppens erfaringer med afsætningspriser for genanvendelige
materialer (plast, metal, glas, papir, pap og evt. organisk affald) og hvilke
afsætningskanaler anvender de typisk?
Aabenraa kommune påpegede, at afsætningspriserne svinger fra dag til dag. COWI oplyste, at
laveste og højeste pris indenfor de sidste 60 år kan anvendes til at give et indtryk af usikkerheden.
Hensigten er, at følgegruppens medlemmer forholder sig til de stillede spørgsmål mellem det første
og det andet følgegruppemøde. De endelige spørgsmål vil blive udsendt sammen med referatet af
første følgegruppemøde, og med uddybning af, hvordan besvarelse og opfølgning bedes foretaget.
9. Evt.
Ingen bemærkninger
Næste følgegruppemøde er fastsat til den 11. maj kl. 10-13 hos Miljøstyrelsen, med efterfølgende
frokost.
306 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Endeligt referat af 2. følgegruppemøde
Titel Genanvendelse af dagrenovation - 1. følgegruppemøde
Dato 11. maj 2012.
Sted Miljøstyrelsen
1. Velkomst
Miljøstyrelsen bød velkommen. Det blev meddelt, at Jens Bjørn Jakobsen afløser Kim Michael
Christiansen som projektleder fra COWI. Aarhus kommune har skiftet bisidder, idet Dorte
Ladefoged (Forsyningsvirksomhederne, Aalborg kommune) træder i stedet for Gitte Tholstrup
Kaalby (AffaldVarme Aarhus, kommunen).
Afbud: Børge V. Nielsen (Aabenraa kommune), Bjarne Korsager (Arwos), Karl Grundahl (Billund
kommune), Anders Christiansen (KL), Søren Littrup Kristensen (Nyborg Forsyning og Service),
Karen Lübben (Vejle kommune), Charlotte F. Münter (MST), Linda Bagge (MST), Thomas Højlund
Christensen (DTU).
2. Status for projektet
De fleste data er indsamlet og indlagt i modellerne, men der udestår stadig opdatering og
kvalitetssikring af data og mindre justeringer af model.
3. Kort præsentation af LCA arbejdet
DTU gennemgik kort reviewernes kommentarer. Derudover blev der givet en forsmag på, hvordan
overordnede LCA resultater vil blive præsenteret. Ressourcebesparelserne bliver kvantificeret vha.
enheden personreserver og for udvalgte ressourcer (bl.a. fosfor) også i ton.
På spørgsmål fra Københavns kommune oplyste DTU, at emissioner fra de enkelte teknologier kan
findes i de såkaldte inventories i EASEWASTE.
4. Opsamling på kritiske forudsætninger, hovedforudsætninger og følsomhedsanalyser
COWI gennemgik antagelser om hovedforudsætninger og påtænkte følsomhedsanalyser.
Aarhus kommune spurgte efter begrundelse for ugentlig indsamling af restaffald i
referencescenarie. COWI svarede, at referencescenariet er valgt at afspejle det mest typiske mønster
vi har i kommunerne i dag. COWI ved det gøres på andre måder men har valgt ikke at optimere på
referencesituationen, i modsætning til hvad der er gjort i de øvrige scenarier.
Herlev kommune spurgte til ugentlig indsamling i andre scenarier. Af det udsendte materiale
fremgår det, at scenarierne uden kildesortering af organisk dagrenovation har indsamling af
restaffaldet (inkl. det organiske affald) med ugetømning. COWI har efterfølgende konkluderet, at
dette er en uhensigtsmæssig (negativ) forskelsbehandling af scenarie 4 og 7, og disse to scenarier vil
derfor blive beregnet med 14-dages indsamling for restaffaldet fra enfamiliehuse. Følgeligt skiftes
også beholderen fra 140 liter til 240 liter. COWI oplyste også, at de til nu indkomne indmeldinger
fra Norge og Sverige med optisk posesortering tyder på, at det også er muligt at have 14 dages
indsamling her. Den endelige beslutning herom træffes, når de sidste indmeldinger er kommet.
Herlev kommune oplyste, at de afventer afslutningen af udbudsrunde for tømning af 4-
kammerbeholder den 22. maj. COWI oplyste, at hvis prisen fra dette udbud vurderes ikke at være
repræsentativ for en fremtidig situation (hvor ordningen er mere almindelig og det derfor er lettere
at udnytte sine biler optimalt), vil den ikke blive anvendt direkte i beregningerne. Der er allerede
indhentet fuldskala og konkurrenceudsatte tømningspriser for 4-kammerbeholdere fra skånske
kommuner med samme system, og disse er omregnet til danske priser.
Frederiksberg kommune nævnte, at sorteringseffektiviteter for fx plastik måske er sat for højt, fordi
dagrenovation i Danmark er anderledes og med mindre mængde drikkeemballageaffald end fx i
Østrig. Frederiksberg kommune nævnte også, at en renhed på 95 % for kildesorteret plast ikke nås
for kildesorteret plast i deres kommune. COWI svarede, at der på forskellig måde er taget højde for
disse forhold. Således antages forholdsvis lave udsorteringsprocenter hos husstandene for plast (jf.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
307

det udsendte materiale inden mødet med revidering af de anvendte indsamlingseffektiviteter fra
Idekataloget), rejektandelen ved videresortering på de centrale sorteringsanlæg for kildeopdelt
pap/plast/metal er sat til 15 % fra det modtagne blandede plast og renheden af det færdigtsorterede
plast er sat til 95-98 %.
RenoSam spurgte, om det frasorterede rejekt fra videre materialesortering i udlandet er medregnet.
COWI svarede, at mængdemæssigt medregnes hele mængden af kildesorterede affaldsfraktioner til
videre håndtering i udlandet for afsat til genanvendelse. Et rejekt antages at afspejles i de opnåede
materialepriserne for de kildesorterede fraktioner (dvs. uden forudgående finsortering på eget
anlæg). Derimod vil et rejekt fra videresortering i Danmark (gælder de kildeopdelte fraktioner
pap/plast/metal samt organisk dagrenovation) bliver indregnet direkte i LCA delen. Kalundborg
kommune nævnte, at anvendelse af bionedbrydelige poser kan give lavere rejekt ved den videre
håndtering af organisk dagrenovation.
København kommune og Forsyningsvirksomhederne Aalborg kommune spurgte, om der taget
højde for krafværkernes planer om skift til fossilfri produktion. DTU og COWI svarede, at det er der
taget højde for, men at der i 2020 stadig vil være kulfyrede kondenskraftværker, som må tænkes at
være marginale (dvs. stå for at kompensere for øvrige ændringer, fx fra ændret elproduktion på
affaldsforbrændingsanlæg) i 2020. Der bliver foretaget en følsomhedsanalyse med naturgas som
marginal el.
København kommune spurgte, om REnescience kan regnes som genanvendelse, hvis der ikke sker
en anvendelse af slutproduktet på landbrugsjord. COWI og MST svarede, at det kan det ikke, men at
der arbejdes på at få defineret mindst ét af REnescience scenarierne på en måde, så der kan blive
tale om at anvende den bioforgassede pulp på landbrugsjord (dvs. energinyttiggørelse og anden
materiale-nyttiggørelse), da teknologien ellers formentlig giver mindre mening økonomisk.
5. Gruppearbejde om udvalgte emner
De godt 20 mødedeltagere blev opdelt i 3 grupper som arbejde med fire temaer:
Indsamlingseffektiviteter, materialesalgspriser, organisering af samarbejder og
informationsindsats. Opsamling her på: se pkt. 6.
6. Opsamling på gruppearbejde
Indsamlingseffektivitet
Fra gruppearbejdet og i efterfølgende plenum blev følgende fremhævet som væsentligt med hensyn
til (evt. forskelle i de indmeldte) indsamlingseffektiviteter:
Forskelle på realisering af indsamling af potentialerne skyldes muligvis forskelle i
anvendte potentialestørrelser
Central udmelding om potentialestørrelser for de forskellige affaldsfraktioner (og helst på
kommuneniveau eller boligtype) kan være nødvendig for at få en retvisende
indsamlingseffektivitet på tværs af kommuner.
Opnåelse af høje indsamlingseffektiviteter er måske et resultat af, at der indsamles
lavere/blandede kvaliteter. Dette kan efterfølgende medføre en større andel rejekt.
NOMI oplyste, der ved videresortering af kildeopdelt plast/metal fra husstandene på deres
nuværende anlæg blev frasorteret ca. 50 % af det indsamlede plast som rejekt og ført til
forbrænding.
Herlev kommune var tilfreds med kvaliteten på de kildesorterede fraktioner plast, metal,
glas og papir fra deres kommune – udfordringen var at undgå at få pap blandet i det
kildesorterede papir, da pap ikke indgår i kommunes 4-kammer indsamling.
308 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Frederiksberg kommune angav sorteringseffektiviteten som meget lav for plast
Kalundborg kommune oplyste, at de indsamlede betydelige mængder af organisk
dagrenovation fra deres sommerhusområder.
Århus kommune nævnte, at deres etablerede (nye) system med nedgravede beholdere til
glas, papir og dagrenovation kun gav mulighed for optisk posesortering for yderligere
fraktioner fra dagrenovationen (forskellige farver poser til beholderen til dagrenovation).
I forhold til opnåelse af målsætninger for indsamlingseffektiviteter nåede man frem til følgende
ideer
Vigtigt med incitament i gebyrer. Mængde-afhængig afregning (enten volumen eller vægt)
for restaffaldet kunne være afgørende for at opnå høj indsamlingseffektivitet.
Frederiksberg kommune nævnte deres brug af et differentieret gebyr for at understøtte en
højere indsamlingseffektivitet (volumenafhængigt for restaffaldet, fast beløb for de
kildesorterede fraktioner og med levering af tilstrækkeligt antal containere hertil uden
ekstra beregning).
Generel information og feedback er meget vigtigt. Evt. strafgebyrer på fejlsortering - men
opfølgning på fejlsortering er nemmest for enfamiliehuse. Etageboliger (og især kollegier
med studerende) kan give lav indsamlingseffektivitet og eventuelt lav renhed af de
udsorterede fraktioner.
Brede sorteringsvejledninger for de forskellige affaldsfraktioner (måske især for plast) kan
give høj indsamlingseffektivitet, fordi udsortering bliver nemmere for husstanden og flere
kvaliteter/større mængde kan udsorteres. Dette skal opvejes mod lavere afsætningspriser
og færre anvendelsesmuligheder eller evt. større rejekt ved den videre håndtering.
Der var ikke konsensus om, hvorvidt kilde- eller central sortering kunne give de bedste resultater
Salgspriser for materialer
Det var meget vanskeligt at nå en konklusion om, hvordan materialepriserne bedst kunne beskrives
Kontakt til markedsaktører er nok bedste kilde
Store udsving ses i markedspriser over få måneder
Organisering af samarbejder
Gruppearbejdet og plenumdebatten gav anledning til en række udsagn:
Der var forskellige tanker om dannelse af paragraf 60 selskaber, offentlig/privat
samarbejde, kompleksitet ved inhouse-reglen og inddragelse af affaldsområdet i
aktieselskaber. Der blev efterlyst gode eksempler på, hvordan man bedre kan bruge de
nuværende regler proaktivt.
Eksisterende kommunale samarbejder om anlæg mv. er meget virkningsfulde i forhold til
at etablere nye samarbejder om nye anlæg. Eksisterende samarbejde kan dog også
vanskeliggøre samarbejder med nye partnere, og fusion af flere eksisterende fællesskaber
er vanskeligt uden ydre pres (men også gode eksempler: AV Miljø for
Vestforbrænding/Amagerforbrænding)
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
309

Klare udmeldinger fra centralt hold om målsætninger (og evt. tvang fra centralt hold) er
meget nyttige for muligheden at opnå stordriftsfordele, da de øger den økonomiske
sikkerhed i investeringen. Kommunerne udviser økonomisk forsigtighed i forhold til
garantier for anlægsøkonomi, fordi den nuværende regulering gør det besværligt at opnå
storskalaeffekt via større kommunale samarbejder.
Modtagelse på kommunale anlæg af kildesorterede genanvendeligt erhvervsaffald er meget
problematisk pga. reguleringen, hvilket vanskeliggør opnåelse af stordriftsfordele.
Etableringen af biogasanlæg til behandling af de kommende store mængder organisk
dagrenovation skal sikres på en eller anden måde.
Information
Omkring informationsindsatsen for at opnå god kildesortering blev nævnt:
Århus kommune nævnte, at informationsindsatsen for at vedligeholde en god udsortering
undervurderes, og at der skal afsættes tilstrækkeligt med midler hertil.
Store boligforeninger kan have særlige udfordringer med at få beboerne til at tage ansvar
og kildesortere
Lokal forankring i informationsindsatsen er vigtig:
o
Herlev kommune: Pilotprojekter, lokalt ansvarlighed og genkendelse hjælper på
implementering i kommunalt fuldskala
o
Frederiksberg kommune: direkte, daglig dialog med borgerne og med relation til
den lokale politik
o
Vejle kommune: husk feedback til borgerne – hvad er opnået for kommunen og
evt. for de forskellige områder i kommunen
Bred brug af forskellige virkemidler for at nå forskellige målgrupper
o
Nationale informationskampagner kan være gode til stordriftsfordele
o
Øget brug af sociale medier for at nå forskellige målgrupper som ellers ikke nås
Adfærdspåvirkning er et nøgleord
7. Videre arbejde til næste følgegruppemøde
Næste møde er d. 22. juni kl. 10-13 i Miljøstyrelsen. Her foreligger første udkast til afrapportering af
LCA og samfundsøkonomi. [MILJØSTYRELSEN har efterfølgende oplyst, at dette 3. og sidste
følgegruppemøde er udsat til 29. august]
8. Eventuelt
Ingen bemærkninger.
310 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Endelig referat af 3. følgegruppemøde
Titel Genanvendelse af dagrenovation -31. følgegruppemøde
Dato 29. august 2012.
Sted Miljøstyrelsen
1. Velkomst
Miljøstyrelsen bød velkommen. Det blev meddelt, at der var indkommet mindre rettelser til
referatet af følgegruppemødet 11. maj fra Struer kommune og fra Herlev Kommune. Københavns
kommune havde inden dagens møde indsendt mere holdningsbaserede kommentarer til
hovedrapporten.
Afbud: Børge V. Nielsen (Aabenraa kommune), Jytte Søgaard (Billund kommune), Anders
Christiansen (KL), Per Jürgensen (Nyborg kommune), Anne-Mette L. Bendsen (MST), Morten
Bang Jensen (DTU). Trine Lund Neidel (COWI) og Thomas Højlund Christensen (DTU) deltog til
og med punkt 3.
2. Status
COWI gennemgik kort status for projektet og nævnte, at alle beregninger i praksis var udført, dog
var DTU ved at genregne følsomhedsanalyserne og ville efterfølgende indsætte de reviderede
resultater. Reviews var i praksis også afsluttet efter det gennemførte hovedreview (trin 3), og de
fleste af reviewernes kommentarer var blevet (eller ville snart blive) efterkommet. Der udestod den
afsluttende dialog med reviewere (trin 4).
3. Præsentation
Den generelle konklusion var, at alle undersøgte alternativscenarier (dvs. scenarie 2-7) kan være
fordelagtige ud fra de undersøgte parametre, afhængigt af lokale forhold og grad af
systemoptimering. Ikke undersøgte aspekter kan naturligvis øve indflydelse på endeligt valg (f.eks.
service, systemfleksibilitet, teknisk fleksibilitet, synergi med andre sektorer, fleksibilitet i
energianvendelse, udnyttelse af eksisterende anlæg).
Genanvendelsesprocenter
COWI fremlagde de opnåede genanvendelsesprocenter i de forskellige scenarier. De fremlagte tal
dækkede både "indsamlet til genanvendelse" og "faktisk genanvendt". Der er anvendt ”faktisk
genanvendt” mængde i LCA og de økonomiske beregninger i projektet.
Københavns kommune spurgte til systemafgrænsning i forhold til kildesorterede og kildeopdelte
tørre materialer. COWI svarede, at der både i miljøvurderinger og i økonomiberegninger er
korrigeret for tab ved senere finsortering af de genanvendelige materialer, I scenarierne 5, 6 og 7
med central sortering af kildeopdelte materialer foregår denne finsortering på sorteringsanlæggene,
som er inkluderet i scenarierne. I scenarierne 3 og 4 med kun kildesortering foregår finsortering
hos modtagerne af de kildesorterede materialer, og en frasortering i dette led indgår i
miljøvurderingerne. Selve genanvendelsesanlæggene til de tørre materialer antages at ligge i
udlandet (undtagen anlæg til genanvendelse af glas og af kommunejern) og materialerne afsættes til
en vurderet markedspris (baseret på interviews). En eventuel profit hos genindvindingsanlæggene
indgår ikke i vurderingen, men afsætningsprisen for kildesorterede materialer (finsorteret på anlæg
udenfor scenariegrænserne) og for kildeopdelte, finsorterede materialer afspejler, at finsorterede
materialer er mere værd.
Milljøvurdering
DTU fremlagde resultaterne af miljøvurderingen og nævnte herunder også, at genanvendelse af jern
og aluminium i affaldsforbrændingsslaggerne er medtaget i LCA.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
311

Århus kommune nævnte, at den totale genanvendte mængde fosfor fra kildesorteret organisk
dagrenovation synes begrænset sammenlignet med mængden af fosfor i husdyrgødning i Danmark.
Billund kommune spurgte ind til vurderingen af, at udvaskning fra digestat og kompost er højere
end fra handelsgødning. DTU kommenterede, at en konsekvens LCA kræver sammenligning med
det, som forventes erstattet. MST supplerede, at anvendelse af organiske gødninger, også
husdyrgødning, normalt vil resultere i større kvælstofudvaskning end gødskning udelukkende med
handelsgødning.
Vejle kommune spurgte, om man kan rangordne miljøeffekterne mellem de forskellige
påvirkningskategorier. DTU svarede, at rangordningen mellem de forskellige påvirkningskategorier
og deres betydning (vægtning) er en politisk prioritering, og ikke må foretages i en LCA udført efter
ISO 14040 standarderne. Det er derfor ikke foretaget i dette projekt.
I forbindelse med rangordning af scenarierne indenfor de enkelte miljøpåvirkningskategorier
overvejer DTU, om scenarierne evt. kan inddeles i grupper med cirka samme miljøpåvirkning i
stedet for indbyrdes rangordning af hvert enkelt af de 13 scenarier. Den nuværende rangordning
med 13 trin kunne opfattes som indikation for en ikke reel forskel mellem visse scenarier.
DTU er i gang med at genberegne miljøfølsomhedsanalyserne, hvilket kan medføre ændringer mht.
scenariernes rangorden i nogle af følsomhedsanalyserne i forhold til materialet udsendt til
følgegruppen den 22. august.
Budget- og velfærdsøkonomi
COWI fremlagde resultaterne af den velfærdsøkonomiske analyse (fremlægning af den
budgetøkonomiske analyse udgik pga. fremskredet mødetidspunkt).
Vejle kommune kommenterede, at det er forvirrende, at der er forskellige oplandsstørrelser til de
forskellige anlæg, og at transportafstandene anvendt i rapporten ikke afspejler dem, der vil være
gældende i Jylland – især ikke ved storskalaanlæggene antaget anvendt i scenarierne 6 og 7. COWI
svarede, at der er forudsat samarbejde for at opnå stordriftsfordele (og fornuftig økonomi i
anlæggene) og at kommunerne selv har mulighed for at estimere effekten af længere
transportafstande. Resultaterne i dette projekt er baserede på "gennemsnitlige forhold", men der vil
være forskelle i forhold til lokale forhold. De angivne fjerntransportafstande er en ekstra transport
ud over transport til evt. lokale anlæg.
DTU spurgte, om man bør omformulere konklusionerne omkring besparelser pga. optisk
posesortering, fordi det skyldes besparelser i indsamlingssystemet og ikke posesorteringen. COWI
svarede, at dette ikke er helt korrekt, idet posesorteringen muliggør, at man kan spare 13 tømninger
af genanvendelige materialer, fordi disse indsamles sammen med restaffaldet. Arwos bemærkede,
at posesortering kan opleves meget forskelligt mht. serviceniveau. Vejle kommune anførte, at optisk
posesortering kan have sin berettigelse f.eks. ved etageboliger med skakte, hvor det kan være med
til at øge sorteringseffektiviteten for disse husstande. COWI var enig i betragtningen og tilføjede, at
den generelle konklusion udelukkende vedrører etageboliger med 400L og 660L beholdere og gode
adgangsforhold. Etageboliger med affaldsskakte (og evt. mere besværlige adgangsforhold til
affaldscontainere) kan under visse omstædigheder sammenlignes med enfamilieboliger, og dermed
er de generelle konklusioner i rapporten ikke længere nødvendigvis gældende. Under andre
omstændigheder kan de anvendte antagelser for etageboliger være en god tilnærmelse. Dette må
komme an på en konkret vurdering af de pågældende boligtyper, og vil formentlig især afhænge af
udnyttelsesgraden for beholderne.
Frederiksberg kommune spurgte, om det er medregnet, at man ikke nødvendigvis kan medregne
økonomisk optimering ved tømning, fordi der skal være en buffer i kapacitet især for restaffald.
COWI svarede, at der indgår bufferkapacitet for alle typer beholdere til de forskellige
affaldsfraktioner og restaffaldet i optimeringen af tømningerne af de relevante beholdere, - men at
optimeringen er vigtigst mht. overgang fra basisscenariet og til de øvrige scenarier med 26
tømninger per uge af restaffaldet.
312 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Vejle kommune spurgte, om de økonomiske resultater er uden statsafgifter. COWI svarede, at der
regnes uden afgifter, men derefter ganges op med en "nettoafgiftsfaktor" (generel gennemsnitlig
afgift) for at nå frem til det velfærdsøkonomiske resultat. Hvis man som kommune skal vurdere
økonomi i ordningerne, skal man kigge i afsnittet om budgetøkonomi.
COWI præciserede hvordan man kan udlede ekstraomkostningen ved biobehandling ud fra de
samlede økonomiske resultater. Dette gøres ved at se på forskellen mellem den samlede
scenarieomkostning for scenarie 3A og 3F (begge er med biobehandling) holdt op imod scenarie 4
(præcis samme system men uden biobehandling), eller samme metode for scenarie 6A/6F holdt op
imod scenarie 7.
Vejle kommune spurgte til afsætning af frasorteret brændbart fra tør rest sortering (scenarie 5A og
5F) og frasorteret brændbart fra behandling med REnescience (et særskilt notat udarbejdet af
COWI og DTU om REnescience teknologien var udsendt til følgegruppen sammen med udkastet til
Hovedrapporten). COWI svarede, at det i begge tilfælde er forudsat afsat til dedikerede
forbrændingsanlæg.
REnescience notatet (ikke del af Hovedrapporten)
COWI fremlagde økonomivurderingen for behandling af dagrenovation med et REnescience anlæg
(fremlægning af miljødelen udgik pga. fremskredet mødetidspunkt). Det blev specificeret, at
omkostningerne til håndtering af dagrenovationen og biopulpen inkluderer transport og
omlastninger.
Vejle kommune spurgte, om biogasfællesanlæg må modtage biopulp fra REnescience behandling af
dagrenovation. MST svarede, at biogasfællesanlæg ikke må modtage biopulpen, hvis den ikke er
miljøgodkendt efter § 19 i Miljøbeskyttelsesloven. Slambekendtgørelsens regler og analysekrav mv.
for organisk dagrenovation vedrører kildesorteret, organisk dagrenovation.
Bemærkninger til resultater og oplæg ved MST
MST fremlagde hvordan projektets resultater indgår i det strategiske arbejde bl.a. med den
kommende Ressourcestrategi for affaldshåndtering 2013-18/24, som forventes sendt i høring her i
efteråret 2012. Ressourcestrategien har som prioritet at reducere tab af ressourcer og undgå
downcycling ved genanvendelse/nyttiggørelse. Både materialerne og energien i affaldet skal
udnyttes, hvor det er muligt. Der blev også blev henvist til Danmarks høje målsætninger for
vedvarende energi og for reduktion i drivhusgasemission, og at affaldshåndteringen skal medvirke
til at nå disse mål.
Ifølge projektet kan der opnås meget højere genanvendelse (materialenyttiggørelse) og flere CO2-
besparelser uden at det bliver samfundsøkonomisk dyrere. MST nævnte, at flere af de ikke
vurderede/værdifastsatte effekter i projektet må forventes at få større betydning (f.eks.. biogas’
synergieffekter med energi- og landbrugssektor samt håndtering af den tørre rest-dagrenovation),
især fordi scenarierne med øget genanvendelse ikke er samfundsøkonomisk dyrere end
basisscenariet og således bestemt realiserbare.
Afsluttende blev det fremhævet, at miljøministeren har fokus på råvarernes prisudvikling og -
stabilitet samt på nødvendigheden af at arbejde hen imod en cirkulær økonomi. Ministeren lægger
således stor vægt på McKinsey Global Institute’s rapport ”Ressource revolution, meeting the world’s
energy, materials, food and water needs” fra 2011 og på Ellen MacArthur Foundation’s rapport ”
Towards the circular economy, economic and business rationale for an accelerated transition” fra
2012.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
313

4. Inddeling i tre grupper
Følgegruppen blev inddelt i 3 grupper.
Gruppearbejde
Mødedeltagerne blev opdelt i 3 grupper, som alle arbejdede med følgende emner: Behov for
uddybende resultat-præsentationer i rapporten? Hvordan kan stordriftsfordele og synergieffekter
fremmes? Kommunens ideer/planer for øget genanvendelse/materialenyttiggørelse, Kommunens
behov og ønsker for supplerende/nye vurderinger.
5. Fremlæggelse af gruppearbejdet til diskussion
En fra hver gruppe fremlagde gruppens bemærkninger for hele følgegruppen, hvorefter øvrige
følgegruppemedlemmer supplerede. Input fra de 3 grupper refereres her fælles og samlet under
hvert emne.
Behov for uddybende resultat-præsentationer i rapporten
Generelt var der fra følgegruppen et ønske om en mere overskuelig præsentation af projektets
forudsætninger og resultater. Hvad kan man bruge resultaterne til, hvad er og hvad er ikke
medtaget, og er rapportens forudsætninger realistiske?
Flere forhold bør beskrives tydeligere, bl.a. de vigtigste miljøfordele ved øget genanvendelse,
forskellene mellem ’faktisk genanvendt’ og ’indsamlet til genanvendelse’, om hygiejnisering af
affaldet efter bioforgasning indgår, at højere salgspris for finsorterede materialer kan dække
omkostningerne til central sortering af kildeopdelte materialer, hvor kørselsomkostninger indgår og
ikke indgår, hvordan resultaterne sættes i forhold til boligtype, og endelig de mulige synergieffekter
generelt på flere områder, inklusiv at biogas kan anvendes som transportbrændstof.
Rapporten bør også vise, hvad det politiske system (miljøministeren og hermed også MST) lægger
vægt på og hvilke argumenter, der kan fremhæves. Følgegruppen mente, at rapporten er anvendelig
til udstikning af retning for kommunal politik, men at der er risiko for, at enkeltpunkter kan tages
ud af sammenhæng, og derfor skal det tydeliggøres, hvad rapporten ikke kan bruges til. Der var
forslag om en ”husmandsudgave” af rapporten på 10-15 sider, evt. målrettet
kommunalbestyrelserne.
Hvordan kan stordriftsfordele og synergieffekter fremmes
Det blev nævnt, at markedsgørelse af affaldshåndteringen ikke er uproblematisk i forhold til at
fremme stordriftsfordele og den sikkerhed for affaldsmængderne, som dette kræver. Det kunne
risikeres, at ingen kommuner vil investere i behandlingsanlæg. Samarbejde mellem eller
sammenlægning af de kommunale affaldsselskaber kan være vanskelig, og der er mangel på
incitamenter til at etablere store kommunalt ejede anlæg pga. udbudsreglerne, herunder 10 %
reglen og grænser for kontraktlængder.
Følgegruppen udtrykte, at der var behov for klare politiske krav og mål for genanvendelsen af
affaldsfraktionerne i dagrenovation som en hjælp til at realisere stordriftsfordelene, inkl. krav om at
skulle etablere henteordninger hos kommunerne, hvis ikke målene nås.
Kommunens ideer/planer for øget genanvendelse/materialenyttiggørelse
Generelt blev der efterspurgt nationale målsætninger, nationale kampagner og
informationsmateriale fra centralt hold om sortering og genanvendelse, som kan underbygge
kommunernes indsat. Flere kommuner fortalte om deres planer og overvejelser for at øge
genanvendelsen af de forskellige affaldsfraktioner i dagrenovationen og af affald fra
storskraldsordninger og genbrugspladser.
314 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Københavns kommune har en ny Ressource- og affaldsplan 2018 i høring. Planen lægger vægt på
affaldsforebyggelse, øget genanvendelse, borgerinddragelse, og der indgår overvejelser om de
fremtidige muligheder for at udnytte den organiske dagrenovation. Der skal årligt udsorteres
mindst 15.000 tons plastaffald til genanvendelse i stedet for forbrænding som del i at opfylde
kommunens klima-målsætning.
Frederiksberg kommune har bl.a. fokus på øget genbrug ved at etablere ’byttecentre”. Kommunen
arbejder pt. med mulighederne for at opstille en målsætning om 20 % reduktion i mængden af
forbrændt husholdningsaffald pr. indbygger i 2030 (sammenlignet med 2011).
Billund kommune overvejer at ændre indsamling af kildesorteret organisk dagrenovation i
papirsposer i særskilt beholder til en 2-delt beholder med organisk og restfraktioner, samt at
introducere en 2-delt beholder til kildeopdeling af 6 forskellige affaldsfraktioner med efterfølgende
centralsortering.
Vejle kommune overvejer at gå bort fra den optiske posesortering af organisk dagrenovation og
restaffald og i stedet anvende en 2-delt beholder. Kommunen overvejer også at introducere en
ekstra 2-delt beholder til kildeopdeling af 6 forskellige affaldsfraktioner, som erstatning for
væsentlige dele af den nuværende henteordning for storskrald.
Arwos oplyste, at de har etableret et sorteringsanlæg til pap, papir og folie på deres egen
genbrugsplads, hvilket har givet en bedre udnyttelse af mandskabet på genbrugspladsen samt givet
besparelser i forhold til fordyrende mellemled og transportomkostninger til et centralt
sorteringsanlæg i Vojens.
Aarhus kommune planlægger at indføre særskilte beholdere hos enfamilieboliger til kildesortering
af papir og at etablere en ny genbrugsstation i midtbyen.
Aalborg kommune overvejer, om der eventuelt skal indføres kildesortering eller kildeopdeling ude
hos husstandene af de genanvendelige affaldsfraktioner i dagrenovationen.
I Kalundborg kommune er der diskussion af, om kildesorteringen af organisk dagrenovation bør
fortsætte, herunder om kan opnås en positiv synergieffekt ved en eller anden form for fælles
behandling af organisk dagrenovation og organisk affald fra erhvervsvirksomhederne tilknyttet
Kalundborg Symbiosis.
NOMI har gennemført fuldskalaforsøg med dagrenovation på REnescience pilotskalaanlægget hos
Amagerforbrænding med særlig fokus på at optimere den efterfølgende sortering af 2D-faststoffraktionen,
som primært indeholde plastfolier mv. Der er overvejelser i gang om, hvordan
tekstilaffaldet i dagrenovationen bør håndteres/sorteres i forbindelse med REnescience. NOMI
afventer evt. beslutning om evt. brug af REnescience teknologien indtil det er afgjort, om biopulp
fra et REnescience anlæg må anvendes til jordbrugsformål, fordi det er afgørende for økonomien.
RenoSam overvejer, hvordan husholdningernes tekstilaffald kan håndteres bedre, herunder
hvordan genbrug eller genanvendelse af denne affaldsfraktion kan fremmes. Organisationen ser
også på, hvordan IKEA og andre butikskæders initiativer til øget genanvendelse evt. kunne være til
inspiration for affaldsselskaberne.
Kommunens behov og ønsker for supplerende/nye vurderinger
Der var et ønske om en udredning til beskrivelse af, hvorfor og hvordan de fælleskommunale I/S
affaldsselskaber blev etableret 1960'erne. Udredningen skulle hjælpe med til at beskrive
understøttende forhold for mere fælleskommunalt samarbejde og beskrive de nuværende barrierer
for realisering af de stordriftsfordele, som er en forudsætning for flere af scenarierne i rapporten.
Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
315

Flere følgegruppemedlemmer fremhævede behovet for at undersøge, hvordan borgernes
kildesortering (eller kildeopdeling) af affaldet inde i boligen og ude i baggårdene kunne fremmes.
Hvilke serviceforhold og forventninger er der ved forskellige sorterings- og indsamlingsmetoder
(herunder bl.a. skraldesug og nedgravede containere)? Det vil være fordelagtigt med større
kendskab til borgernes reelle muligheder, evner, behov og motivation til at sortere bedre.
Overvejelser om metodevalg er vigtige, og f.eks. antropologer kan være med til at udføre
undersøgelserne. En nyere undersøgelse for RenoSyd om disse emner blev fremhævet, Vejle
kommune er ved at starte en undersøgelse om borgernes adfærd omkring affaldssortering, og
Københavns kommune overvejer en lignende undersøgelse i forbindelse med et større projekt om
øget genanvendelse af plastaffald.
6. Projektets afslutning
COWI oplyste, at rapportudkastet efter afsluttende, mindre rettelser ville blive sendt til reviewerne
for afgivelse af de officielle review-rapporter, der vil indgå som i et af rapportbilagene.
MST nævnte, at udkast til referat af dette afsluttende, 3. følgegruppemøde ville blive mailet til
følgegruppens godkendelse med en forholdsvis kort svarfrist. Navnene på
følgegruppemedlemmerne vil indgå som del af rapportbilaget med de godkendte referater af
følgegruppemøderne. Det endelige rapportudkast mailes samtidigt til følgegruppen, som har
mulighed for at afgive kortfattede slutbemærkninger til den samlede rapport hvis ønsket. Eventuelle
modtagne slutbemærkninger vil blive indsat direkte som selvstændigt afsnit bagerst efter referatet
af 3. følgegruppemøde.
Endelig nævnte MST, at der i forbindelsen med udsendelse af det endelige rapportudkast til
følgegruppemedlemmerne vil blive lagt en pressestrategi for offentliggørelse af rapporten og dens
resultater med forventet offentliggørelse omkring 1. november. Herefter kan
følgegruppemedlemmerne anvende rapportens resultater i offentlige fora.
7. Eventuelt
Ingen bemærkninger
-----------------------------------------------------------
MST: Der indkom ingen slutbemærkninger fra følgegruppen til det endelige rapportudkast
(udsendt 4. oktober til kommentering senest 12. oktober 2012) med henblik på indsættelse bagerst i
referatet af 3. følgegruppemøde.
316 Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation

Miljø- og samfundsøkonomisk vurdering af muligheder for øget genanvendelse af papir, pap, plast, metal og organisk affald fra
dagrenovation
317

Resume
Der er udført livscyklusvurderinger samt budget- og velfærdfærdøkonomiske analyser af et basisscenarie
og 12 alternativ-scenarier med øget grad af kildesortering af forskellige affaldsfraktioner i dagrenovation.
Scenarierne inddrager synergieffekter ved samtidig håndtering af flere fraktioner, og stordriftsfordele
antages opnået gennem fælles løsninger for større oplande og uden bindinger i forhold til eksisterende
anlæg. Genanvendelsen kan øges væsentligt uden højere økonomiske omkostninger under de givne
forudsætninger, og der opnås besparelser i drivhusgasemissionen.
Strandgade 29
DK - 1401 København K
Tlf.: (+45) 72 54 40 00
www. mst.dk